L’ours blanc (Ursus maritimus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2018

Titre officiel : Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur L’ours blanc (Ursus maritimus) au Canada 2018

Comité sur la situation des espèces en peril au Canada (COSEPAC)
Préoccupante 2018

Matériel appartenant à des tierces parties

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Photo d’un ours blanc femelle avec ses deux oursons traversant de la glace de mer fracturée.
L’ours blanc
Information sur le document

Les rapports du COSEPAC sont des documents de travail servant à déterminer le statut des espèces sauvages que l’on croit en péril. Le présent rapport peut être cité de la manière suivante :

COSEPAC. 2018. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’ours blanc (Ursus maritimus) auCanada, Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa, xvii + 129 p. (Registre public des espèces en péril).

Rapports précédents :

COSEPAC. 2008. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’ours blanc (Ursus maritimus) auCanada – Mise à jour, Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa, viii + 84 p.

COSEPAC. 2002. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’ours blanc (Ursus maritimus) auCanada – Mise à jour, Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa, vi + 34 p.

Stirling, I. et M.K. Taylor. 1999. Rapport de situation du COSEPAC sur l’ours blanc (Ursus maritimus) auCanada – Mise à jour, Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa, 34 p.

Stirling, I. 1991. Update COSEWIC status report on the polar bear Ursus maritimus in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada, Ottawa. 24 pp.

Stirling, I. 1986. COSEWIC status report on the polar bear Ursus maritimus in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada, Ottawa. 20 pp.

Note de production :

Le COSEPAC remercie Vicki Sahanatien, Andrew E. Derocher et Gregory Thiemann d’avoir rédigé le rapport de situation sur l’ours blanc au Canada, aux termes d’un marché conclu avec Environnement et Changement climatique Canada. La supervision et la révision du rapport ont été assurées par Graham Forbes, coprésident du Sous-comité de spécialistes des mammifères terrestres, avec l’appui des membres de ce sous-comité.

Pour obtenir des exemplaires supplémentaires, s’adresser au :

Secrétariat du COSEPAC
a/s Service canadien de la faune
Environnement et Changement climatique Canada
Ottawa (Ontario)
K1A 0H3

Tél. : 819-938-4125
Téléc. : 819-938-3984
Courriel : ec.cosepac-cosewic.ec@canada.ca
Site web : COSEPAC

Also available in English under the title COSEWIC Assessment and Status Report Polar Bear (Ursus maritimus) in Canada.

Illustration/photo de la couverture : Ours blanc — Photo : V. Sahanatien.

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – novembre 2018

Nom commun : Ours blanc

Nom scientifique : Ursus maritimus

Statut : Préoccupante

Justification de la désignation : Ce prédateur au sommet du réseau trophique dépend de la glace de mer pour chasser sa proie de prédilection : le phoque. La contraction de la glace de mer et de la période où celle-ci est présente, causée par le réchauffement climatique dans l’Arctique canadien et diminuant les possibilités d’alimentation, est la principale menace qui pèse sur la persistance de l’espèce. Toutefois, l’ampleur de l’impact sur les effectifs de la population est incertaine et varie dans l’ensemble de l’aire de répartition. La taille et les tendances de la population sont actuellement incertaines parce que les données démographiques estimées depuis la dernière évaluation du COSEPAC en 2008 portent sur moins de la moitié de l’aire de répartition et que les méthodes de relevé ont changé. Ces lacunes empêchent l’analyse des tendances quantitatives pour la plus grande partie de la population canadienne. La population totale au Canada atteint probablement un peu plus de 10 000 individus matures. Selon les connaissances traditionnelles autochtones (CTA), les populations des 13 unités de gestion sont stables ou à la hausse. Les connaissances scientifiques, quant à elles, laissent entrevoir une baisse des populations, en plus d’une détérioration de la condition physique, et d’une diminution de la productivité et de la glace de mer, dans 3 unités de gestion de la partie sud de l’aire de répartition. La population canadienne devrait connaître une baisse au cours des 3 prochaines générations (35 ans) en raison de la réduction de la couverture saisonnière de la glace de mer. L’espèce pourrait devenir « espèce menacée » à cause des effets de la perte de glace de mer, qui seront étendus et continus.

Répartition : Yukon, Territoires du Nord-Ouest, Nunavut, Manitoba, Ontario, Québec, Terre-Neuve-et-Labrador, océan Arctique

Historique du statut : Espèce désignée « non en péril » en avril 1986. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en avril 1991. Réexamen et confirmation du statut en avril 1999, en novembre 2002, en avril 2008 et en novembre 2018.

COSEPAC résumé

Ours blanc
Ursus maritimus

Description et importance de l’espèce sauvage

L’ours blanc (Ursus maritimus), carnivore du sommet du réseau trophique, est présent dans toutes les régions côtières couvertes de glace de l’Arctique. Il est spécifiquement adapté au milieu marin côtier de l’Arctique, et son cycle vital dépend en grande partie de l’habitat de glace de mer. L’ours blanc est une espèce emblématique du patrimoine faunique du Canada et revêt une grande importance culturelle, spirituelle et économique pour les Canadiens, notamment les peuples autochtones du Nord. Symbole de l’environnement arctique, l’ours blanc est considéré dans le monde entier comme un baromètre d’enjeux environnementaux importants, en particulier les changements climatiques et la pollution.

Répartition

L’ours blanc possède une aire de répartition circumpolaire en Arctique et est régulièrement observé au Canada, aux États-Unis, en Russie, au Svalbard (Norvège) et au Groenland. La population mondiale de l’espèce est divisée en 19 « sous-populations » (appelées « unités de gestion » dans le présent rapport), dont 14 se trouvent en tout ou en partie au Canada. Au Canada, l’aire de répartition s’étend dans toute la région arctique, du Yukon à Terre-Neuve-et-Labrador et de l’île d’Ellesmere à la baie James. L’aire de répartition de l’ours blanc est étroitement liée à la présence, à la durée temporelle et à la qualité de l’habitat de glace de mer. Ainsi, l’espèce n’est pas présente uniformément dans son aire de répartition : la densité d’ours blancs varie selon les caractéristiques de la glace de mer, la profondeur de l’océan et la disponibilité deproies. La taille du domaine vital des individus est variable, mais elle est habituellement très grande (jusqu’à environ 600 000 km2) et peut être tributaire de la disponibilité d’habitat, de la qualité de l’habitat, des caractéristiques géographiques, de la répartition des proies, du statut reproducteur (p. ex. femelles gravides ou femelles avec des jeunes de l’année) et du comportement alimentaire individuel.

Habitat

L’ours blanc a besoin d’habitat marin (glace de mer) et d’habitat terrestre. Il s’agit d’un carnivore très spécialisé qui dépend fortement de la glace de mer pour avoir accès aux mammifères marins qui lui servent de proies. L’espèce peut aussi utiliser un habitat terrestre de façon saisonnière, et la plupart des femelles mettent bas sur la terre ferme. Sur la glace de mer, l’ours blanc utilise certes la glace pluriannuelle, mais on le trouve en plus grand nombre sur la glace annuelle (c.-à-d. de première année) des plateaux continentaux et des bassins peu profonds (< 300 m) où ses proies, principalement des espèces de phoques, se trouvent en plus forte densité. La concentration de glace de mer (soit la superficie de glace de mer par rapport à la superficie totale de la zone océanique d’intérêt) est le plus important facteur influant sur la sélection de l’habitat par l’ours blanc. Les préférences d’habitat varient selon les saisons; pendant la période de pointe de recherche de nourriture au printemps, les ours blancs choisissent sutout les zones où la concentration de glace est d’environ 85 %, ce qui donne à penser qu’un mélange de glace et d’eau libre constitue un habitat optimal. L’ours blanc se déplace habituellement vers la terre ferme lorsque la concentration de glace tombe à 30-50 %. Sur la côte, les ours se séparent souvent selon le sexe et le statut reproducteur. À l’automne, les femelles gravides creusent des tanières de mise bas dans le pergélisol ou la neige.

Biologie

Le cycle vital de l’ours blanc est caractérisé par des taux de croissance et de reproduction faibles, une période prolongée de soins maternels et une longue durée de vie. La durée de vie maximale à l’état sauvage est généralement de 25 à 30 ans, et les femelles vivent en moyenne de 1 à 3 ans de plus que les mâles. Chez la femelle, l’âge à la première reproduction est généralement de 4 ou 5 ans. L’ours blanc présente un dimorphisme sexuel, et la plupart des mâles deviennent reproducteurs vers l’âge de 8 à 10 ans, lorsqu’ils atteignent la taille corporelle nécessaire pour se disputer les partenaires sexuelles disponibles. Les femelles ont habituellement des portées de 1 ou 2 oursons, qui sont sevrés après 2,5 ans. La durée d’une génération est estimée à 11,5 ans. Le taux de survie global des ours matures dépassent souvent 90 % par année.

Taille et tendances de la population

La taille des populations mondiale et canadienne est mal connue. Des estimations de la population mondiale de 20 000 à 26 000 individus ont été faites, mais les auteurs de ces estimations en reconnaissent les limites et jugent qu’elles ne peuvent être utilisées aux fins d’évaluation de la population mondiale. Sur les 14 unités canadiennes, il n’existe aucun relevé pour 1 unité (bassin arctique), et la fréquence et la méthodologie des relevés varient pour les 13 autres unités. Pour bon nombre des 14 unités de gestion, aucun relevé n’a été effectué récemment (c.-à-d. au cours de la dernière génération, soit 11,5 ans), ou aucune donnée n’est disponible. Les données des relevés de 6 unités ont plus de 17 ans et ne sont donc pas considérées comme utiles pour obtenir une estimation de la population actuelle. Une estimation de 10 448 ours (intervalle de confiance non disponible) de tous les âges est tirée des 7 unités de gestion ayant fait l’objet de relevés récents. La population totale est plus élevée parce que les unités non dénombrées représentent environ 30 % de l’aire de répartition principale de l’espèce au Canada; les relevés effectués seulement au cours de la période générationnelle précédente (1996-2007) ont totalisé 5 650 ours supplémentaires. Le nombre d’individus matures est inconnu mais dépasse probablement 10 000 ours, car on présume qu’environ 69 % de la population est composée d’adultes (c.-à-d. 69 % des 10 448 individus estimés et des ours se trouvant dans les 30 % restant de l’aire de répartition).

La population a été touchée par la chasse excessive pour le commerce de la fourrure avant les années 1970, mais la gestion de la chasse a permis un rétablissement subséquent. Une tendance quantifiée de la population canadienne au cours des une à trois dernières générations ne peut être déterminée pour les raisons suivantes : 1) les relevés sont irréguliers et la population entière n’a jamais fait l’objet de relevés menés dans une même période; 2) près de la moitié des unités n’ont pas fait l’objet d’un relevé depuis plus de 12 à 26 ans (ou, dans le cas de 5 unités, des relevés ont été effectués, mais les données ne sont pas disponibles); 3) les intervalles de confiance sont étendus; 4) dans certaines unités, les méthodes de relevé ont changé au point de rendre impossible toute comparaison entre générations. Dans le précédent rapport de situation (2008), les tendances démographiques ont été utilisées comme critère d’évaluation de la situation de l’espèce parce qu’un plus grand nombre d’unités avaient fait l’objet d’un relevé à une date proche de cette période d’évaluation.

Les connaissances traditionnelles autochtones (CTA) et les connaissances traditionnelles inuites/Inuit Qaujimajatuqangit (CTI/IQ) (ci-après, CTA) ainsi que les connaissances locales comprennent des observations sur la répartition, l’écologie, les réponses aux perturbations et les tendances démographiques aux échelles locale et régionale. Les données recueillies de façon scientifique incluent généralement des relevés aériens, des données de marquage-recapture et des analyses génétiques. Les informations provenant des CTA et de la science sont parallèles et vont souvent dans le même sens en ce qui concerne les tendances démographiques, mais ne concordent pas toujours.

Le Comité technique de l’ours blanc a évalué les tendances démographiques des unités de gestion; au cours des 15 dernières années, les 13 unités de gestion évaluées, sur la base des CTA, ont connu une augmentation ou sont demeurées stables.

L’information provenant de sources scientifiques est d’une utilité limitée pour l’évaluation de la population à l’échelle de l’aire de répartition. Une méthodologie uniforme et des relevés récents, permettant d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles, n’existent que pour une seule des 14 unités de gestion. L’unité du sud de la mer de Beaufort (SB) a connu une diminution de 50 % sur 3 générations (de 1 800 à 900 individus) et de 41 % de 2006 à 2010 (une demi-génération). Les intervalles de confiance pour ces valeurs ne se chevauchent pas, ces résultats donnant donc à penser qu’il y a eu une baisse réelle. On ne s’entend toutefois pas sur la pertinence d’utiliser l’estimation la plus récente; si cette estimation n’est pas utilisée, la tendance démographique ne peut être connue. Les estimations des unités de l’ouest de la baie d’Hudson (OH) et du sud de la baie d’Hudson (SH) ont connu une baisse de 18 % (selon l’estimation utilisée) et de 17 %, respectivement, au cours de la dernière demi-génération (5-6 ans). Cependant, ces baisses fondées seulement sur les effectifs mesurés sont incertaines parce que les intervalles de confiance se chevauchent et que les différences ne sont pas statistiquement significatives. Les indices d’état corporel et certaines données démographiques laissent penser qu’une baisse d’effectif est en cours dans ces deux unités de gestion. Le Comité technique de l’ours blanc conclut que ces deux mêmes unités et l’unité SB ont connu une « diminution probable » au cours des 15 dernières années, selon les données scientifiques. La proportion de ces sous-populations dans la population canadienne est inconnue parce que celle-ci n’a jamais été couverte dans sa totalité par un ensemble de relevés effectués dans une courte période; l’évaluation du poids à l’échelle nationale des tendances d’une unité de gestion donnée requiert la connaissance de la proportion que son effectif représente dans la population totale, et donc un relevé complet de la population nationale.

Les indices de tendances démographiques peuvent dans certains cas être interprétés comme des signes de baisse ou de hausse d’effectif; par exemple, il y a de plus en plus de conflits entre les humains et les ours dans huit unités de gestion, ce qui laisse croire à une hausse de la population ou à un déplacement vers les collectivités d’ours de la population existante qui ne trouvent pas suffisamment de nourriture sur la glace de mer. Certains indices semblent indiquer une détérioration de la santé des ours, ce qui pourrait entraîner une baisse de population; une détérioration de l’état corporel des femelles a été observée dans cinq unités de gestion, ainsi qu’une baisse de la reproduction dans quatre unités de gestion, probablement à cause d’une réduction de l’habitat de glace de mer. Cependant, les CTA signalent que les indices de santé des ours blancs fluctuent en fonction des conditions de glace de mer annuelle et que l’état corporel est un indicateur incomplet pour ce qui est des tendances démographiques.

En résumé, bien qu’on ne possède pas de données quantitatives complètes fondées sur la science occidentale en ce qui concerne la taille et la tendance de la population canadienne, les CTA indiquent que celle-ci a été au moins stable au cours de la dernière génération. L’absence de données scientifiques récentes pour de nombreuses unités de gestion rend difficile de tirer des conclusions sur les tendances démographiques à l’aide de données scientifiques, du moins suivant la méthodologie utilisée par le COSEPAC dans ses rapports de situation, qui consiste à dégager les tendances sur une à trois générations. Pour les unités de gestion pour lesquelles des données scientifiques existent, on note des baisses probables, conformément aux prévisions sur les conséquences des changements climatiques. Ces trois unités (SH, OH, SB) se trouvent dans le sud de l’aire de répartition de l’espèce et sont probablement plus représentatives que le reste de l’aire de répartition des zones où les effets des changements climatiques sont plus importants; par ailleurs, la population de l’aire de répartition principale semble bien se porter, et la plus grande partie de la population ne semble pas en baisse.

Menaces et facteurs limitatifs

On prévoit que l’Arctique sera pratiquement libre de glace durant l’été d’ici 2040 à 2060, bien que le moment des prévisions varie beaucoup. Les méthodes scientifiques concluent que les populations d’ours blancs devraient diminuer à cause de la réduction de la glace de mer. Une récente modélisation fondée sur six scénarios a permis de conclure qu’il y avait une probabilité médiane de 71 % (plage de 20 % à 95 %) d’une baisse de la population mondiale de plus de 30 % sur trois générations (35 ans). Toutefois, ce modèle est incertain parce que la relation entre les populations d’ours et la glace de mer n’est pas bien quantifiée. Ainsi, les modèles sont considérés comme indicatifs d’une baisse générale liée aux changements climatiques plutôt que de baisses facilement quantifiables. La perte d’habitat entraînée par le réchauffement climatique constitue la principale menace pesant sur l’ours blanc au Canada, mais sa gravité est contestée par certaines CTA, qui indiquent que l’ours blanc peut s’adapter aux changements. Dans certaines unités de gestion, généralement dans la partie méridionale de l’aire de répartition, la diminution de la glace de mer a eu des conséquences négatives sur l’état corporel, le taux de survie des adultes et des juvéniles, le taux de reproduction et l’effectif des ours blancs. Au nombre des autres menaces, on compte la mortalité causée par l’humain (chasse et abattage pour protection de la vie humaine et de la propriété), les polluants, les déversements d’hydrocarbures, le déplacement ou le dérangement causés par le développement industriel, et le trafic maritime (navires de marchandises et de croisière). Une question importante est de savoir si l’ours blanc est capable de s’adapter à la perte prévue de glace de mer en survivant sur la terre ferme. À l’heure actuelle, des analyses empiriques donnent à penser que les aliments terrestres sont inadéquats pour remplacer les proies associées à la glace de mer et que les populations diminueront avec la fonte de la glace de mer. Le calculateur des menaces laisse croire que l’impact des menaces est élevé-élevé, principalement à cause des conséquences des changements climatiques d’origine humaine sur l’habitat de glace de mer. Les tendances futures (sur 10 ans) pour les unités de gestion selon le Comité technique de l’ours blanc sont les suivantes : « diminution probable » pour deux unités, « incertaine/diminution probable » pour deux unités, « incertaine » pour six unités, et « probablement stable » pour trois unités.

Protection, statuts et classements

L’ours blanc est désigné par le COSEPAC comme une espèce préoccupante depuis 1991 et est inscrit à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) sous cette même désignation depuis 2011. De 2008 à 2016, l’ours blanc a été classé dans diverses catégories d’espèces en péril : espèce préoccupante en vertu du Species at Risk Act des Territoires du Nord-Ouest et espèce menacée en vertu de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition de l’Ontario et de la Loi sur les espèces et les écosystèmes en voie de disparition du Manitoba. L’espèce est considérée comme vulnérable au Québec et à Terre-Neuve-et-Labrador, et n’est pas inscrite sur les listes d’espèces en péril du Nunavut et du Yukon. L’ours blanc est considéré comme menacé à l’échelle mondiale aux termes de l’Endangered Species Act des États-Unis, et est inscrit à la Liste rouge de l’UICN comme étant vulnérable à l’échelle mondiale. Le commerce international de cette espèce est restreint conformément à l’annexe II de la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES). Le prélèvement d’ours blancs (chasse, abattage pour protection de la vie humaine et de la propriété, etc.) est réglementé ou géré sur la base des données scientifiques et des CTA à l’échelle de l’unité de gestion, généralement par l’entremise d’une coordination entre les conseils de gestion des ressources fauniques et les divers gouvernements concernés.

Résumé technique

Nom scientifique : Ursus maritimus

Nom français : Ours blanc

Nom anglais : Polar bear

Répartition au Canada : Yukon, Territoires du Nord-Ouest, Nunavut, Manitoba, Ontario, Québec, Terre-Neuve-et-Labrador, océan Arctique.

Données démographiques

Durée d’une génération D’après l’âge moyen des femelles qui ont produit la cohorte de nouveau-nés (c.-à-d. femelles observées avec des jeunes de moins de 2 ans).
11,5 ans (IC à 95 % : 9,8, 13,6)
Y a t il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre total d’individus matures? Incertain à cause des données de relevés incomplètes et de l’information contradictoire provenant de sources scientifiques et des CTA. Déclin probable observé et inféré dans trois unités de gestion selon les données scientifiques. Absence observée de déclin d’après les CTA. Déclin inféré et prévu associé à la menace que constitue la perte de glace de mer, avec une incertitude due à de l’information contradictoire provenant de différentes sources. Les méthodes scientifiques indiquent que la population de trois unités de gestion dans la partie méridionale de l’aire de répartition a probablement diminué; les CTA indiquent qu’aucune unité de gestion n’a connu de diminution. Déclin possible prévu de 30 % de la population mondiale en trois générations, mais il y a des incertitudes au sujet du modèle.
Incertain
Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [cinq ans ou deux générations] Les sources de CTA ne mentionnent pas de pourcentage de changement, mais il existe une certaine inquiétude ou incertitude dans le cas de 8 à 10 unités (PBTC, 2018); les méthodes scientifiques ne sont pas assez précises pour déterminer le pourcentage de changement sur deux générations. Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix dernières années ou trois dernières générations]. Nous ne possédons pas d’estimation récente pour de nombreuses unités, et la taille de la population totale est inconnue; ainsi, la proportion des individus présents dans les unités avec données par rapport à la population totale est inconnue. Les sources de CTA ne mentionnent pas de pourcentage de changement.
Inconnu
Pourcentage [prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix prochaines années ou trois prochaines générations]. Réduction prévu de 30 % sur trois générations pour la population mondiale, comprenant celle du Canada, mais il y a des incertitudes au sujet du modèle.
Inconnu; une réduction est prévue, mais il existe des incertitudes quant au pourcentage de réduction.
Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de [dix ans ou trois générations] commençant dans le passé et se terminant dans le futur. Voir les cases 3 à 5.
Inconnu
Est-ce que les causes du déclin sont a) clairement réversibles et b) comprises et c) ont effectivement cessé?
a. Non; il est peu probable que les changements climatiques soient renversés sur trois générations.
b. Oui
c. Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre d’individus matures?
Non

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence:
8 700 000 km2
Indice de zone d’occupation (IZO) (Fournissez toujours une valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté.) La valeur fournie est la zone d’occupation biologique et non pas l’indice de zone d’occupation établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté; il s’agit de l’aire d’alimentation, comprenant la côte continentale jusqu’à 80 km vers l’intérieur et toutes les îles.
5 600 000 km2
La population est elle gravement fragmentée, c. à d. que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale se trouvent dans des parcelles d’habitat qui sont a) plus petites que la superficie nécessaire au maintien d’une population viable et b) séparées d’autres parcelles d’habitat par une distance supérieure à la distance de dispersion maximale présumée pour l’espèce?:
a. Non
b. Non
Nombre de « localités »* La détérioration de l’habitat attribuable au changement des conditions de glace de mer varie en gravité et en étendue dans l’aire de répartition.:
De nombreuses; plus de 10 localités
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de la zone d’occurrence? Rétraction prévue du sud de l’aire de répartition à cause de la détérioration de l’habitat.:
Oui
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de l’indice de zone d’occupation? Rétraction prévue du sud de l’aire de répartition à cause de la détérioration de l’habitat.:
Oui
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de sous-populations? Les sous-populations ne sont pas bien définies, mais les CTA indiquent un déplacement vers le nord des ours de la mer de Beaufort. La rétraction prévue du sud de l’aire de répartition à cause de la détérioration de l’habitat pourrait éventuellement s’étendre sur la superficie d’une unité de gestion.:
Prévu, mais chronologie inconnue
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités*?:
Oui, prévu
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de [la superficie, l’étendue ou la qualité] de l’habitat?:
Oui, observé et prévu
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de sous-populations?:
Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités*?:
Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?:
Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?:
Non

*(Voir « Définitions et abréviations » sur le site Web du COSEPAC et International Union for Conservation of Nature (IUCN) (en anglais seulement) pour obtenir des précisions sur ce terme.)

Nombre d’individus matures dans chaque unité de gestion

Unités de gestion (utilisez une fourchette plausible)
La taille de la population totale est inconnue parce des relevés n’ont pas été effectués dans certaines unités de gestion récemment, ou parce que l’ensemble des unités n’a jamais fait l’objet de relevés menés dans une même période; les données récentes (c. à d. < 1 génération) disponibles pour 7 (en gras) des 14 unités donnent à penser qu’il y a 10 448 ours de tous les âges. Le nombre d’individus matures est inconnu, mais dépasse probablement 10 000 ours parce que l’estimation minimale fondée sur les 7 unités pour lesquelles on possède des relevés récents est d’environ 7 000, et l’ajout des estimations périmées porterait le total à 11 000 individus matures, avec un certain niveau d’incertitude.
Ces unités ne correspondent pas à la définition de sous population du COSEPAC, mais il y a des limites géographiques démographiques et la population comprend probablement des sous populations; une délimitation plus poussée est nécessaire.
Nombre d’individus matures
La taille de la population totale et le nombre d’individus matures sont inconnus. Les nombres en gras sont des estimations tirées de relevés récents (au cours de la dernière génération) :
Meilleures données disponibles pour tous les âges (unité de gestion/année du relevé le plus récent/estimation) :
Sud de la mer de Beaufort (2010); 900 (ou 1 526)
Nord de la mer de Beaufort (2006) : 980
Détroit du Vicomte Melville (1992) : 161
Détroit de M’Clintock (2000) : 284
Golfe de Boothia (2000) : 1 592
Détroit de Lancaster (1997) : 2 541
Baie Norwegian (1997) : 203
Bassin de Kane (2014) : 357
Baie de Baffin (2013) : 2 826
Détroit de Davis (2009) : 2 158
Bassin de Foxe (2010) : 2 585
Ouest de la baie d’Hudson (2016) : 842
Sud de la baie d’Hudson (2016) : 780
Bassin arctique (aucun relevé) : ?
Total
Inconnu, mais dépasse probablement 10 000

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, l’analyse de viabilité de la population (AVP) n’a pas été réalisée

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

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui, le 4 avril 2018

Menace à impact élevé
Perte d’habitat de glace de mer causée par les changements climatiques d’origine humaine (et changement subséquent de l’accès aux phoques qui servent de proies aux ours blancs)

Menaces à impact faible
Mortalité causée par l’humain
Pollution

Menaces à impact négligeable
Production d’énergie et exploitation minière
Transport de marchandises
Tourisme

Quels facteurs limitatifs additionnels sont pertinents? Aucun; les changements relatifs aux phoques qui servent de proies à l’espèce sont considérés comme une menace parce que les changements climatiques d’origine humaine auront une incidence sur les populations de phoques.

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. :
Est du Groenland – situation inconnue Sud de la mer de Beaufort – en baisse (immigration en provenance de la portion étatsunienne) Bassin arctique – situation inconnue (immigration en provenance de la portion qui ne fait pas partie du Canada) Mer des Tchouktches – situation stable
Une immigration a t elle été constatée ou est elle possible? :
Oui
Des individus immigrants seraient ils adaptés pour survivre au Canada? :
Oui
Y a t il suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants? :
Oui
Les conditions se détériorent elles au Canada? :
Oui
Les conditions de la population source se détériorent elles? :
Oui
La population canadienne est elle considérée comme un puits? :
Non
La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe t elle?
Le Canada abrite à l’heure actuelle la plus grande partie de la population de l’espèce et constituera probablement le bastion de l’espèce dans le futur.:
Peu probable

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

Nature délicate de l’information sur l’espèce

L’information concernant l’espèce est-elle de nature délicate?: Non

Historique du statut

COSEPAC : Espèce désignée « non en péril » en avril 1986. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en avril 1991. Réexamen et confirmation du statut en avril 1999, en novembre 2002, en avril 2008 et en novembre 2018.

Statut et justification de la désignation

Statut recommandé : Préoccupante

Code alphanumérique : Sans objet

Justification de la désignation : Ce prédateur au sommet du réseau trophique dépend de la glace de mer pour chasser sa proie de prédilection : le phoque. La contraction de la glace de mer et de la période où celle-ci est présente, causée par le réchauffement climatique dans l’Arctique canadien et diminuant les possibilités d’alimentation, est la principale menace qui pèse sur la persistance de l’espèce. Toutefois, l’ampleur de l’impact sur les effectifs de la population est incertaine et varie dans l’ensemble de l’aire de répartition. La taille et les tendances de la population sont actuellement incertaines parce que les données démographiques estimées depuis la dernière évaluation du COSEPAC en 2008 portent sur moins de la moitié de l’aire de répartition et que les méthodes de relevé ont changé. Ces lacunes empêchent l’analyse des tendances quantitatives pour la plus grande partie de la population canadienne. La population totale au Canada atteint probablement un peu plus de 10 000 individus matures. Selon les connaissances traditionnelles autochtones (CTA), les populations des 13 unités de gestion sont stables ou à la hausse. Les connaissances scientifiques, quant à elles, laissent entrevoir une baisse des populations, en plus d’une détérioration de la condition physique, et d’une diminution de la productivité et de la glace de mer, dans 3 unités de gestion de la partie sud de l’aire de répartition. La population canadienne devrait connaître une baisse au cours des 3 prochaines générations (35 ans) en raison de la réduction de la couverture saisonnière de la glace de mer. L’espèce pourrait devenir « espèce menacée » à cause des effets de la perte de glace de mer, qui seront étendus et continus.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Sans objet. La population dépasse probablement 10 000 individus matures. Les CTA indiquent que la population est stable ou en hausse dans toutes les unités. Des déclins de population selon les données scientifiques sont probables dans les trois unités du sud de l’aire de répartition, mais il n’existe aucune preuve de déclin supérieur à 30 %. Un déclin est prévu à cause de la perte de glace de mer en été sur trois générations, mais les incertitudes quant à la réponse réelle de la population d’ours empêchent une quantification de ce déclin.

Critère B (petite aire de répartition, et déclin ou fluctuation) : Sans objet. L’aire de répartition dépasse largement les seuils, la population n’est pas fragmentée et ne montre pas de fluctuations extrêmes. Un déclin de la qualité de l’habitat et du nombre d’individus matures est prévu.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Sans objet. Un déclin continu est prévu, et la population, qui consiste en une sous-population, compte probablement plus de 10 000 individus matures, mais le nombre est inconnu.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Sans objet. La taille de la population et l’aire de répartition dépassent les seuils. Le nombre de localités dépasse 5.

Critère E (analyse quantitative) : Sans objet. Aucune analyse de viabilité de la population totale n’a été réalisée.

Préface

Depuis la publication du rapport de situation du COSEPAC de 2008 (COSEWIC, 2008), de nouvelles données scientifiques, de nouvelles connaissances traditionnelles autochtones et inuites (ci-après CTA) et de nouvelles connaissances locales ont été acquises au sujet des déplacements de l’ours blanc, de la sélection de l’habitat, des tendances de la glace de mer, des effets des changements climatiques, de la composition du régime alimentaire, des charges de contaminants et des effectifs de l’espèce. Des lacunes persistent au sujet des connaissances sur l’effectif de l’ours blanc dans certaines parties du Canada (p. ex. baie Norwegian, bassin arctique) et de l’écologie de l’espèce. La taille estimée de la population canadienne totale demeure inconnue parce que de nombreuses unités de gestion n’ont pas fait l’objet de relevés au cours d’une même période ou depuis de nombreuses années.

Entre 2008 et 2017, l’ours blanc a été inscrit comme espèce préoccupante dans les Territoires du Nord-Ouest, comme espèce menacée en l’Ontario et au Manitoba et comme espèce vulnérable au Québec. Les Territoires du Nord-Ouest possèdent un plan de gestion de l’ours blanc recommandé par les Inuvialuits, auquel le Yukon est partie. D’autres provinces et territoires (Nunavut, Québec, Terre-Neuve-et-Labrador et Manitoba) et des conseils de gestion des ressources fauniques sont en train d’élaborer des plans de gestion et de rétablissement de l’ours blanc et ont repéré de l’habitat sensible ou important pour l’ours blanc. L’Ontario a élaboré un programme de rétablissement en 2016. Environnement et Changement climatique Canada prépare une addition du gouvernement fédéral au plan de gestion national de l’ours blanc pour satisfaire les exigences de la Loi sur les espèces en péril. Le plan sera composé de documents de rétablissement fédéraux et provinciaux/territoriaux. L’ours blanc a été inscrit sur la liste des espèces menacées à l’échelle mondiale aux termes de l’Endangered Species Act des États-Unis et sur la liste des espèces vulnérables en Norvège et au Groenland. En 2015, l’ours blanc a été à nouveau inscrit sur la Liste rouge de l’UICN à titre d’espèce vulnérable.

Le COSEPAC remercie Vicki Sahanatien, Andrew Derocher et Gregory Thiemann d’avoir rédigé le rapport de situation sur l’ours blanc au Canada, aux termes d’un marché conclu avec Environnement et Changement climatique Canada. Les modifications du rapport de situation après acceptation du rapport provisoire ont été supervisées par Graham Forbes, coprésident du Sous-comité de spécialistes des mammifères terrestres (SCSMT) du COSEPAC, d’après les commentaires des provinces et des territoires, des conseils de gestion des ressources fauniques, des chercheurs, du SCSMT et des membres du COSEPAC.

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 (2018)

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)
(Remarque : Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.)
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)
(Remarque : Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.)
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)
(Remarque : Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.)
Espèce sauvage qui a été évaluée et jugée comme ne risquant pas de disparaître étant donné les circonstances actuelles.
Données insuffisantes (DI)
(Remarque :Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».)
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.

Remarque : 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

Classe : Mammifères
Ordre : Carnivores
Famille : Ursidés
Sous-famille : Ursinés
Nom scientifique : Ursus maritimus Phipps, 1774; aucune sous-espèce
Certains noms communs : polar bear, ours blanc, ours polaire, chelzhii, nanuk, nanuq, wabusk.

Phipps (1774) a été le premier à décrire l’ours blanc (Ursus maritimus) comme une espèce distincte. Divers noms ont été utilisés dans le passé pour le genre de l’espèce, dont Thalassarctos, Thalarctos et Thalatarctos; toutefois, depuis les années 1960, la plupart des auteurs utilisent le nom Ursus maritimus (Wilson et Reader, 2005). Aucune sous-espèce n’est reconnue par la science occidentale (Wilson et Reader, 2005). Un détenteur de connaissances de Clyde River reconnaît deux types d’ours blanc; « les ours blancs du Keewatin (Kivalliq) et les ours de Baffin sont deux espèces différentes. Dans la région du Kivalliq, les ours sont plus sauvages, plus éloignés. Nous les considérons davantage comme des animaux marins associés aux eaux libres, comparativement aux ours du Keewatin qui vivent davantage sur terre » (DFO, 2011, p. 73, traduction libre). Un aîné du Nunavik a fait une remarque semblable : « il y a le type qui reste toujours en mer et ne vient jamais à terre, et les ours blancs qui viennent près du rivage » (J. Oovaut, comm. pers., 2018, traduction libre). On a également décrit deux types d’ours d’après la forme corporelle : l’« ours belette » possède un cou plus long et est meilleur pour chasser le phoque aux trous de respiration, tandis que l’« ours pelle » a des pattes plus larges (Slavik, 2013; Joint Secretariat, 2015). D’autres études s’avèrent nécessaires, mais, à l’heure actuelle, la gestion de l’espèce par les conseils de gestion des ressources fauniques, comme l’établissement de quotas de chasse, est appliquée à un seul et même taxon, et le COSEPAC ne reconnaît également qu’une espèce.

Le registre fossile laisse penser que la spéciation de l’ours blanc à partir de l’ours brun (Ursus arctos) s’est effectuée quelque part dans les 400 000 dernières années (Thenius, 1953; Kurtén, 1964). Par ailleurs, les données génétiques permettent d’estimer que la divergence a eu lieu il y a de 0,34 à 5 millions d’années (Hailer et al., 2012; Miller et al., 2012; Cahill et al., 2013; Cronin et al., 2014; Liu et al., 2014). De multiples épisodes historiques d’hybridation entre l’ours brun et l’ours blanc (Edwards et al., 2011; Cahill et al., 2015) rendent le moment définitif de la séparation peu clair. Des épisodes d’hybridation modernes ont été notés dans les Territoires du Nord-Ouest au cours de la dernière décennie (Kelly et al., 2010; Pongracz et al., 2017). Des hybrides féconds de première et de deuxième génération d’ours blanc et d’ours brun en captivité sont rapportés depuis de nombreuses années (voir l’article de synthèse de Preuss et al., 2009). Malgré ces cas d’hybridation, l’ours blanc est reconnu comme une espèce distincte.

Description morphologique

L’ours blanc est un grand mammifère dont la taille et la forme sont le plus comparables à celles de l’ours brun. L’ours blanc possède une bosse à l’épaule moins développée que chez l’ours brun, une tête plus étroite qui présente un profil moins concave, un cou et un museau plus longs et un pelage blanc (DeMaster et Stirling, 1981). Les différences entre l’ours blanc et les autres espèces d’ours reflètent une adaptation à un milieu plus aquatique et associé à la glace. Un détenteur de connaissances inuites de Resolute a décrit l’ours blanc comme une espèce marine, dans la même catégorie que le phoque (DFO, 2011). Une évolution rapide et des adaptations à un mode de vie semi-aquatique et carnivore ont entraîné une morphologie crânienne mal adaptée au traitement des aliments végétaux courants dans le régime de l’ours brun, plus omnivore (Slater et al., 2010). Comparativement à l’ours brun, les dents jugales de l’ours blanc sont réduites en taille et en surface et les carnassières sont plus prononcées, ce qui reflète les adaptations à un régime plus carnivore (Amstrup, 2003; Sacco et Van Valkenburgh, 2004; Figueirido et al., 2009). L’ours blanc possède des pieds antérieurs élargis comparativement aux autres ours, qui sont utiles pour nager, défoncer le toit des tanières de phoques, creuser ou grimper en terrain neigeux et glacé et maîtriser leurs proies (DeMaster et Stirling, 1981; Amstrup, 2003). À la différence des autres ours, les pieds de l’ours blanc sont entièrement recouverts de fourrure, ce qui peut contribuer à l’isolation thermique des pieds ou améliorer la traction sur la glace ou la neige. La surface des coussinets est rugueuse et papillaire, ce qui pourrait également améliorer la traction (Manning et al., 1985). Les poils translucides font paraître la fourrure blanche, particulièrement juste après la mue, mais elle peut paraître jaune ou blanc cassé durant l’été (DeMaster et Stirling, 1981). Le pelage, plus uniforme sur le corps que celui d’autres espèces d’ours, est épais et comporte une bourre (sous-poil) dense (Amstrup, 2003).

Le dimorphisme sexuel de taille est prononcé, les mâles étant plus longs et plus lourds que les femelles (Derocher et al., 2010). Les mâles peuvent atteindre un poids de 800 kg et une longueur de 2,6 m (DeMaster et Stirling, 1981; Derocher et Stirling, 1998a), tandis que les femelles, plus petites, ne dépassent habituellement pas 400 kg et 2,5 m (Amstrup, 2003). On observe chez les deux sexes une importante variation de poids saisonnière (Ramsay et Stirling, 1988; Pilfold et al., 2016a).

Structure spatiale et variabilité des populations

On croyait auparavant qu’il n’y avait qu’une seule population homogène d’ours blancs s’étendant dans tout l’Arctique circumpolaire, les animaux étant transportés passivement sur la glace de mer par les courants dominants (Pedersen, 1945). Cependant, des études modernes, fondées sur le suivi par satellite, les récupérations de marques par les chasseurs et des données de marquage-recapture, ont permis de montrer que l’ours blanc manifeste une fidélité saisonnière à certains lieux (Born et al., 1997; Mauritzen et al., 2001; Taylor et al., 2001; Amstrup et al., 2004; Cherry et al., 2013; McCall et al., 2015; Sahanatien et al., 2015), bien que les déplacements puissent être exceptionnellement étendus (Durner et Amstrup, 1995; Johnson et al., 2017) (section Dispersion et migration).

La population mondiale d’ours blancs est divisée en 19 sous-populations, dont 14 se trouvent en tout ou en partie au Canada (IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, 2010; figure 1). Les sous-populations reflètent la dynamique démographique locale et le comportement de recherche de nourriture qui peuvent être associés aux conditions environnementales, aux activités de récolte et à la gestion locales. Ainsi, elles sont considérées dans le présent rapport comme des unités de gestion plutôt que comme des entités démographiques distinctes.

Voir description longue ci-dessous
Figure 1. Aire de répartition mondiale des 19 sous populations d’ours blancs (Ursus maritimus), considérées comme des unités de gestion par le COSEPAC. Un total de 14 unités de gestion se trouve en tout ou en partie au Canada. La limite entre l’unité de gestion du sud de la mer de Beaufort et celle du nord de la mer de Beaufort était auparavant à 200 km vers l’est; les estimations des effectifs présentées dans le présent rapport sont fondées sur des relevés basés sur cette ancienne limite (source : ECCC).
Description longue

 Carte de l’aire de répartition mondiale de l’ours blanc indiquant les 19 sous‑populations ou unités de gestion. L’ours blanc possède une aire de répartition circumpolaire et il est présent au Canada, aux États‑Unis, en Russie, au Svalbard (Norvège) et au Groenland.

Aucune délimitation des sous-populations réelles n’a été acceptée, mais des travaux sont en cours, fondés en partie sur la structuration génétique. Des degrés variables de structuration génétique ont été notés tant à l’intérieur des unités de gestion des ours blancs (Crompton et al., 2008; 2014; Viengkone et al., 2016) que parmi celles-ci (Paetkau et al., 1995, 1999; Campagna et al., 2013; Peacock et al., 2015; Malenfant et al., 2016b). Paetkau et al. (1999) ont effectué une analyse mondiale des locus microsatellites et noté quatre groupes d’ours blancs dans le monde : le complexe de la baie d’Hudson, qui comprend le détroit de Davis; l’archipel arctique canadien; la baie Norwegian; le périmètre du bassin arctique, qui comprend les unités de gestion du nord et du sud de la mer de Beaufort. Les auteurs ont observé que l’unité de gestion de la baie Norwegian présentait un degré de différenciation génétique supérieur à celui de toute autre unité de gestion. Toutefois, ils ont conclu qu’il n’y avait aucune preuve d’une séparation significative sur le plan évolutif entre les groupes génétiques (Paetkau et al., 1999). Des analyses plus récentes de données de locus microsatellites ont largement confirmé les grandes lignes de la structuration spatiale susmentionnée. Peacock et al.(2015) ont identifié quatre groupes génétiques semblables à ceux de Paetkau et al. (1999). L’analyse de Peacock et al.(2015) a permis de séparer le groupe du bassin polaire en deux sections, soit l’est et l’ouest, de combiner les groupes de la baie Norwegian et de l’archipel arctique canadien, et de regrouper les groupes du détroit du Vicomte-Melville et de la mer de Beaufort. Dans une nouvelle analyse des données de Peacock et al.(2015), Malenfant et al.(2016b) ont noté des erreurs d’interprétation possibles dans l’étude et ont plutôt identifié six groupes génétiques : complexe de la baie d’Hudson, ouest de l’archipel arctique canadien, est de l’archipel arctique canadien, ouest du bassin polaire, est du bassin polaire et baie Norwegian. La confirmation que le groupe de la baie Norwegian serait génétiquement distinct pourrait avoir des répercussions sur la conservation de cette petite unité de gestion (environ 200 individus; Taylor et al., 2008a). De même, les ours blancs de la baie James forment un groupe unique, distinct des autres groupes génétiques de la baie d’Hudson (Peacock et al., 2015; Malenfant et al., 2016b; Viengkone et al., 2016). Les groupes génétiques identifiés dans l’aire de répartition canadienne de l’ours blanc correspondaient étroitement à ceux de Paetkau et al. (1999) et aux unités de conservation proposées par Thiemann et al. (2008a).

La structuration spatiale de la population d’ours blancs est déterminée par la fidélité aux aires d’alimentation et de mise bas, les profils de formation et de dislocation de la glace de mer et les obstacles aux déplacements, comme les grandes masses terrestres et les zones de glace pluriannuelle (Paetkau et al., 1999; Thiemann et al., 2008a; Peacock et al., 2015; Malenfant et al., 2016b). Bien que cette structuration spatiale soit décelable, les distances génétiques entre les groupes sont considérées comme faibles comparativement à d’autres carnivores d’Amérique du Nord. Les changements continus de l’habitat de glace de mer, dont la modification des routes migratoires et la perte d’obstacles de glace pluriannuelle, pourraient éventuellement modifier les taux et les profils des échanges démographiques entre les unités de gestion (Derocher et al., 2004). En outre, des individus errants transportés par la glace de mer peuvent introduire une variabilité génétique (Kutschera et al., 2016). À l’heure actuelle, l’espèce est généralement considérée comme une seule unité évolutive (Paetkau et al., 1999; Peacock et al., 2015). Selon les normes du COSEPAC, il y a plus d’une sous-population en raison de l’existence d’une certaine structuration démographique, mais le nombre actuel de sous-populations réelles n’est pas déterminé.

Unités désignables

Dans les unités canadiennes de gestion des ours blancs, la dynamique démographique semble largement être déterminée par les taux internes de natalité et de mortalité, plutôt que par l’émigration et l’immigration (Taylor et al., 2001). Cependant, des échanges démographiques parmi les groupes et les unités de gestion se produisent.

L’ours blanc occupe une vaste aire géographique au Canada et est présent dans chaque région du littoral nord de l’Amérique Nord. Il est donc probable que les besoins de l’espèce en matière de conservation et son statut de conservation diffèrent selon les régions. Le COSEPAC reconnaît la possibilité d’unités désignables (UD) distinctes au sein d’une espèce taxonomique lorsqu’une seule désignation de statut ne semble pas représentative de l’étendue de la diversité importante sur le plan évolutif au sein de l’espèce considérée. La section suivante examine les données disponibles sur l’ours blanc au Canada au regard des lignes directrices du COSEPAC concernant les UD (en italique) :

Critère 1 – Sous-espèces ou variétés

L’ours blanc n’a pas de sous-espèce ou de variété nommée.

Critère 2 – Populations distinctes et importantes dans l’évolution

Une population ou un groupe de populations peuvent être reconnus comme une UD s’ils sont considérés comme « distincts » et « importants » dans l’évolution par rapport aux autres populations.

Caractère distinct
  1. Au Canada, les ours blancs présentent des preuves de distinction génétique d’après les microsatellites nucléaires et l’ADN mitochondrial (Paetkau et al., 1999; Malenfant et al., 2016b). L’espèce satisfait donc à ce critère de caractère distinct. Les ours blancs de la baie Norwegian et de la baie James présentent un degré élevé de distinction et ont été reconnus comme des unités génétiquement distinctes (Paetkau et al., 1999; Crompton et al., 2008, 2014; Malenfant et al., 2016b).
  2. L’aire de répartition de l’ours blanc est continue dans l’Arctique canadien, et ne satisfait donc pas au critère de disjonction naturelle entre des portions importantes de l’aire de répartition de l’espèce.
  3. Les groupes génétiques inventoriés d’ours blancs au Canada correspondent étroitement aux écorégions de glace de mer distinctes (convergente, saisonnière et archipélagique; voir la figure 3 pour les définitions) définies par Amstrup et al. (2008) d’après les profils temporels et spatiaux de fonte de la glace de mer, les mouvements de la glace et les changements prévus de la glace de mer. Ainsi, l’ours blanc satisfait au critère d’occupation de différentes régions écogéographiques qui sont pertinentes pour l’espèce et qui reflètent une différence historique ou génétique.

Il appert donc que des groupes d’unités de gestion des ours blancs satisfont à un ou plusieurs critères de caractère distinct; voici maintenant un examen des indications de caractère important :

Caractère important
  1. Le degré de différenciation génétique chez les ours blancs du Canada est relativement faible comparativement à celui d’autres grands carnivores nord-américains, comme l’ours brun et le loup gris (Canis lupus; voir Paetkau et al., 1999). Il n’y a donc pas de preuves concluantes qu’un groupe d’ours blancs diffère de façon marquée des autres en raison de caractéristiques témoignant d’une divergence phylogénétique intraspécifique relativement grande.
  2. Puisque les ours blancs sont répartis dans toutes les régions côtières arctiques et subarctiques du Canada, il n’y a aucune preuve de persistance d’une population ou d’un groupe de populations distincts dans un contexte écologique inhabituel ou unique à l’espèce ayant donné lieu à des adaptations locales connues ou probables. Les unités de la baie Norwegian et de la baie James pourraient être des exceptions à la généralisation ci-dessus, mais l’information disponible est insuffisante pour évaluer la possibilité d’adaptations locales.
  3. L’ours blanc est réparti dans tout l’Arctique circumpolaire et occupe largement son aire de répartition historique. Ainsi, aucun groupe d’ours blancs ne représente la seule occurrence survivante naturelle d’une espèce qui est plus abondante ailleurs sous la forme d’une population introduite à l’extérieur de son aire de répartition historique.
  4. La perte des unités de gestion canadiennes du groupe de l’archipel (Paetkau et al., 1999; Peacock et al., 2015; Malenfant et al., 2016b) entraînerait une vaste disjonction dans l’aire de répartition de l’ours blanc au Canada. Toutefois, les préoccupations entourant la conservation de l’espèce sont plus sérieuses aux limites sud et ouest de l’aire de répartition canadienne (Bromaghin et al., 2015; Lunn et al., 2016), alors que la population de la région centrale de l’archipel est relativement en sécurité pour l’avenir prévisible (Amstrup et al., 2008; Hamilton et al., 2014). Ainsi, il semble peu probable que la perte d’une population ou d’un groupe de populations distinctes entraînerait une vaste disjonction dans l’aire de répartition de l’espèce au Canada.

Thiemann et al. (2008a) ont soutenu que les différences spatiales et temporelles dans les menaces à la conservation justifieraient l’évaluation de l’ours blanc sous cinq UD distinctes sur les plans génétique et biogéographique. Cependant, cette étude était fondée sur une version antérieure des critères d’UD utilisés par le COSEPAC, dans laquelle l’établissement des UD reposait en partie sur les menaces (voir Green, 2005).

En résumé, les données actuelles donnent à penser que les groupes génétiques d’ours blancs satisfont aux critères de caractère distinct. Toutefois, comme les différences génétiques entre les groupes sont faibles comparativement à d’autres carnivores et que l’espèce maintient une répartition continue dans son aire de répartition canadienne historique, les unités génétiques ne satisfont pas aux critères de caractère important. Les ours blancs au Canada ne constituent donc qu’une seule UD selon les lignes directrices actuelles du COSEPAC.

Importance de l’espèce

L’ours blanc est étroitement lié à la culture, aux traditions, à la spiritualité et à l’économie des peuples autochtones du Nord qui vivent avec cette espèce et la chassent depuis des milliers d’années. L’ours blanc a une grande importance symbolique pour les Canadiens, mais les connaissances des peuples autochtones offrent des perspectives uniques et contribuent à la compréhension globale de cet animal. En tant que pays ayant la plus grande proportion d’ours blancs dans le monde, le Canada a des responsabilités nationales et internationales en matière de conservation de l’espèce.

Les ours blancs sont des animaux importants sur le plan économique pour les Canadiens du Nord, en particulier pour les peuples autochtones, en rapport avec leurs utilisations à des fins de consommation et autres (Dyck et Baydack, 2004; Hart et Amos, 2004a; Freeman et Wenzel, 2006; Dowsley et Wenzel, 2008; Lemelin et al., 2010b; Wenzel, 2011; Tyrrell et Clark, 2014; Joint Secretariat, 2015). La viande d’ours blanc est consommée dans de nombreuses collectivités (Keith, 2005; Inuuvik Community Corporation et al., 2006; Slavik, 2010; Wenzel, 2011; Zotor et al., 2012; Kolahdooz et al., 2014). Les peaux, les dents, les griffes, les os et les crânes des ours récoltés sont utilisés à des fins traditionnelles (p. ex. vêtements, articles ménagers, outils et médicaments) par les peuples autochtones, vendus localement sous la forme d’artéfacts et d’objets d’artisanat, ou pour le commerce de la fourrure (Keith, 2005; Peacock et al., 2011; Kakekaspan et al., 2013; Kendrick, 2013; Joint Secretariat, 2015). Des chasses sportives guidées ont lieu au Nunavut et dans les Territoires du Nord-Ouest; lors de ces chasses, les droits exclusifs aux Inuits peuvent être transférés, et les chasses sont gérées dans le cadre de la récolte totale et des quotas autorisés (Freeman et Wenzel, 2006; Dowsley, 2010; Wenzel, 2011; Joint Secretariat, 2015). Une industrie du tourisme de plusieurs millions de dollars axée sur l’ours blanc s’est développée à Churchill, au Manitoba (Lemelin et al., 2010a).

La sécurité à proximité des ours blancs suscite des inquiétudes dans de nombreuses régions et collectivités qui se trouvent sur des routes migratoires ou dans des aires de rassemblement où la glace de mer se forme le plus tôt durant la prise des glaces et où la présence de divers éléments attractifs (p. ex. nourriture pour chiens, animaux récoltés, dépotoirs) peut entraîner des conflits entre les humains et les ours (Stenhouse et al., 1988; Clark, 2003; Stirling et Parkinson, 2006; Clark et al., 2008; Towns et al., 2009; Henri, 2012).

Symbole de l’environnement arctique, l’ours blanc est considéré dans le monde entier comme un baromètre d’enjeux environnementaux importants, notamment les changements climatiques et la pollution. L’espèce a acquis des adaptations uniques lui permettant de chasser le phoque (DeMaster et Stirling, 1981) et d’autres mammifères marins liés à la glace sur la glace de mer et est donc vulnérable à la perte de glace de mer (voir les sections Habitat et Menaces). L’ours blanc est considéré comme une espèce sentinelle à la fois pour les contaminants environnementaux et les changements écosystémiques (Houde et al., 2006; Moore, 2008; Amstrup et al., 2010; Kirk et al., 2010; Knott et al., 2011). En tant que prédateur du sommet du réseau trophique, l’ours blanc peut intégrer et refléter des changements se produisant dans les niveaux trophiques inférieurs, qui sont autrement difficiles à déceler. Ainsi, il est considéré comme une espèce indicatrice des changements de l’écosystème marin de l’Arctique (voir par exemple Stirling et Derocher, 1993; CAFF International Secretariat, 2010; Pertoldi et al., 2012; Sonne et al., 2013).

Répartition

Aire de répartition mondiale

L’ours blanc a une aire de répartition circumpolaire associée à l’étendue de la glace de mer qui lui convient (DeMaster et Stirling, 1981). L’espèce est présente au Canada, aux États-Unis (en Alaska), en Russie, en Norvège (au Svalbard) et au Groenland (figure 1). Des individus errants transportés par des glaces flottantes atteignent parfois l’Islande (Guthjonsson, 2010). Depuis 2006, l’aire de répartition mondiale de l’ours blanc a été divisée en 19 « sous-populations » (IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, 2006), dont 14 unités sont présentes en tout ou en partie au Canada (figure 1).

La répartition de l’ours blanc est étroitement liée à la présence, à la durée et à la qualité de l’habitat de glace de mer. Ainsi, l’espèce n’est pas répartie uniformément dans l’ensemble de son aire de répartition : les effectifs et les densités d’ours blancs varient selon les caractéristiques de la glace de mer, la bathymétrie océanique et la disponibilité de proies (Ferguson et al., 2000a; Durner et al., 2009; McCall et al., 2016). Les ours blancs peuvent se déplacer sur des centaines de kilomètres au large des côtes à la recherche de phoques sur la glace de mer de l’Arctique, mais il préfère nettement les zones du plateau continental (Amstrup et al., 2000; Mauritzen et al., 2003b; Wiig et al., 2003). Dans certaines parties de leur aire de répartition mondiale (p. ex. mer de Barents et mer de Beaufort), certains ours blancs demeurent sur la glace de mer toute l’année pour se nourrir, se reproduire, mettre bas et élever les petits (Amstrup, 2003). Cependant, dans la plus grande partie de l’aire de répartition, la glace de mer fond chaque année, ce qui crée une période sans glace qui oblige les ours à se déplacer sur terre pendant une partie de l’année. Dans les régions où il y a une telle période, les femelles mettent bas sur la terre ferme et retournent sur la glace de mer avec leurs oursons au printemps. Les mâles, les juvéniles, les groupes familiaux et les femelles non gravides quittent la terre ferme dès que la nouvelle glace de mer d’automne est sécuritaire pour les déplacements.

Les changements de l’aire de répartition de l’ours blanc sont liés à des pertes de glace de mer et à des modifications de la répartition de celle-ci. L’aire de répartition préhistorique de l’espèce incluait des régions situées beaucoup plus au sud, au Danemark et en Suède (Ingølfsson et Wiig, 2009), par rapport à l’aire de répartition actuelle. On pense que la disparition de l’espèce de ces régions plus méridionales serait liée à la perte de glace de mer.

À terre, l’aire de répartition de l’ours blanc est liée à la répartition de la glace de mer durant la dislocation des glaces, au profil d’englacement et à la fidélité aux aires de refuge, de rassemblement et de mise bas terrestres (Derocher et Stirling, 1990; Zeyl et al., 2010; Cherry et al., 2013). Des changements des profils de répartition saisonnière des glaces ont été observés dans toute l’aire de répartition, et un plus grand nombre d’ours sont observés à terre et dans de nouvelles régions durant la période sans glace. Les côtes continentales russe et alaskienne, les îles au large de la Russie et de la Norvège et des régions côtières de l’Arctique canadien accueillent davantage d’ours en été (Dowsley, 2005; Ovsyanikov, 2005; Kochnev, 2006; Schliebe et al., 2008; Gleason et Rode, 2009; Rogers et al., 2015; Pongracz et Derocher, 2016).

Aire de répartition canadienne

Au Canada, l’ours blanc est largement répandu dans les régions arctiques et subarctiques. L’espèce se trouve couramment sur la banquise côtière (glace attachée à la côte, ou glace de rive), au large sur la banquise et sur les côtes maritimes du Labrador, du Québec, de l’Ontario, du Manitoba, du Nunavut, des Territoires du Nord-Ouest et du Yukon. Le Canada abrite la population reproductrice d’ours blancs la plus méridionale du monde, dans la baie James, à 53° N.

Durant la saison des glaces, la répartition locale et régionale des ours blancs est liée à la disponibilité et à la densité de mammifères marins qui lui servent de proies. Dans le passé (c.-à-d. à la fin du 18e siècle et au 19e siècle), époque où la glace de mer était plus étendue, l’ours blanc était régulièrement observé dans le sud du Labrador et le nord de Terre-Neuve (Stirling et Kiliaan, 1980), et il y avait possiblement des individus errants dans le golfe du Saint-Laurent (Harrison, 1939; Jackson, 1939). Aujourd’hui, des observations hors de l’aire de répartition se produisent lorsque des ours blancs dérivent vers le sud jusqu’à Terre-Neuve sur des icebergs ou des banquises entraînés par le courant du Labrador. Parfois, des ours blancs sont observés à de grandes distances de la côte (Lemelin et al., 2010b). Par exemple, en 1999, un ours a été observé en Saskatchewan, à 420 km de la baie d’Hudson (Goodyear, 2003) et, en 2008, deux observations d’ours ont été effectuées dans les Territoires du Nord-Ouest à 320 km de la mer de Beaufort à l’intérieur des terres (Derocher, 2012). Ces ours sont considérés comme des individus errants et ne sont pas inclus dans le calcul de la zone d’occurrence.

Les changements de l’habitat de glace de mer ont influé sur la répartition des ours en saison des glaces dans certaines régions du Canada. Dans la baie de Baffin, l’habitat de glace de mer a diminué et a changé au point que les ours blancs effectuent leurs déplacements annuels et se tiennent plus au nord et plus à l’intérieur des terres, leur aire de répartition annuelle combinée ayant diminué par rapport à celle des années 1990 et 2000 (SWG, 2016; Laidre et al., 2017). Dans le détroit de Davis, les ours blancs ne peuvent demeurer sur la banquise au large pendant la plus grande partie de l’année, comme il le pouvait dans les années 1970 et 1980 (Peacock et al., 2013); il semble que les ours blancs se déplacent vers l’est vers Terre-Neuve-et-Labrador, et les Inuits du Nunavik savent que des ours blancs traversent la région en se déplaçant de la baie d’Hudson à la baie d’Ungava, et vice versa (J. Oovaut, comm. pers., 2018). Le bassin de Kane, le détroit de Lancaster et d’autres zones de l’archipel sont en train de devenir des systèmes de glace de mer saisonnière, ce qui fait que l’ours blanc utilise de l’habitat terrestre plus fréquemment (Howell et al., 2009; Parkinson, 2014; Stern et Laidre, 2016).

Zone d’occurrence et zone d’occupation

La zone d’occurrence de l’ours blanc au Canada, d’environ 8,7 millions de km2 (figure 2), a été cartographiée selon les limites des unités de gestion et les instructions du COSEPAC.

Figure 2. Zone d’occurrence (zone de 8,7 millions de km2 à l’intérieur du polygone dessiné avec l’épaisse ligne noire) et zone d’occupation biologique (zone hachurée de 5,6 millions de km2 dans la zone d’occurrence, incluant une bande terrestre continentale de 80 km) de l’ours blanc au Canada (source : ECCC).
Description longue

Carte illustrant la zone d’occurrence et la zone d’occupation biologique de l’ours blanc au Canada, où l’aire de répartition englobe toute la région de l’Arctique, du Yukon à Terre‑Neuve‑et‑Labrador, et de l’île Ellesmere à la baie James.

Figure 3. Écorégions de l’ours blanc selon l’habitat de glace. Dans l’écorégion de la glace saisonnière, la glace de mer fond complètement en été et les ours blancs se déplacent alors à terre. Dans l’écorégion de glace divergente, la glace de mer s’éloigne de la côte en été, et les ours blancs doivent demeurer à terre ou se déplacer avec la glace à mesure qu’elle recule vers le nord. Dans les écorégions de glace convergente et de glace archipélagique, la glace de mer demeure généralement durant l’été (source : USGS, sans date).
Description longue

Carte montrant l’emplacement et la superficie des quatre écorégions de l’ours blanc au Canada, selon l’habitat de glace : l’écorégion de glace saisonnière, l’écorégion de glace divergente, l’écorégion de glace convergente et l’écorégion de glace archipélagique.

Les sites de tanières sont des éléments importants de l’habitat qui pourraient servir à délimiter la zone d’occupation. Toutefois, ils ne sont pas utilisés dans le présent rapport; bien qu’il y ait des concentrations de tanières terrestres dans certaines régions, l’emplacement des tanières peut varier d’une année à l’autre, et de nombreuses tanières sont creusées dans des éléments éphémères, comme la neige ou la glace (voir la section Habitat). De plus, l’emplacement des tanières dans la zone d’occurrence est inconnu et n’a pas été cartographié.

Dans le cadre du présent rapport, on a plutôt utilisé une zone d’occupation biologique, fondée sur l’environnement de glace de mer côtier et interinsulaire où l’espèce s’alimente, qui est estimée à 5,6 millions de km2. La recherche de nourriture s’effectue principalement sur la glace de mer et dans les zones côtières. La limite sud de la zone a été déterminée suivant une bande terrestre d’environ 80 km le long de la côte continentale nord du Canada (figure 2). Là où une saison libre de glace force les ours blancs à migrer à terre, ils ont tendance à demeurer à moins de 50 km de la côte, mais peuvent également être observés plus loin à l’intérieur des terres (jusqu’à 120 km) pour la mise bas et quand ils traversent des îles et des péninsules (Derocher et Stirling, 1990; Obbard et Middel, 2012). De plus en plus d’ours blancs sont observés à terre durant de plus longues périodes et dans de nouveaux endroits, et les répartitions terrestres ont changé (Fischbach et al., 2007; McDonald et al., 1997; Dowsley et Wenzel, 2008; Clark et al., 2010; Towns et al., 2010; Lemelin et al., 2010b; Cherry et al., 2013; Joint Secretariat, 2015; SWG, 2016; York et al., 2016).

Activités de recherche

Les CTA sont fondées sur des observations et des interactions de longue date entre les peuples autochtones et l’ours blanc (Henri et al., 2010). Les peuples autochtones vivant dans le Nord canadien peuvent fournir des observations écologiques au sujet des activités saisonnières des ours blancs et de leur utilisation de l’habitat, des changements de leur répartition et de leurs tendances démographiques ainsi que des changements de leur état corporel, de leur comportement et de leur habitat. Les activités de recherche d’ours blancs menées par les peuples autochtones varient, mais couvrent souvent une longue période (de nombreuses générations), ont une plus petite couverture spatiale (zones de chasse locales et saisonnières) comparativement aux relevés aériens couvrant des unités entières, et sont liées à des activités de chasse de subsistance et commerciale (c.-à-d. chasses guidées). Des observations d’ours blancs sont recueillies tout au long de l’année, mais sont plus fréquentes lors des saisons où les conditions de glace de mer permettent des déplacements sécuritaires, où les heures de clarté sont plus longues ou lorsque les ours se trouvent sur la terre ferme. Quans elles se rapportent à des échelles spatiales et temporelles précises, les CTA peuvent être combinées à des données scientifiques afin d’obtenir des informations uniques de qualité à l’échelle locale et des données de référence historiques, de repérer les domaines où des recherches scientifiques sont nécessaires et d’assurer un suivi des changements dans l’écologie des ours blancs (voir la synthèse dans Henri, 2010). Les sources des CTA les plus récentes utilisées dans le présent rapport sont mentionnées dans le tableau 1. Les sources de CTA sont abondantes, mais il y a moins de CTA pour certaines régions, comme la partie nord des unités de la baie Norwegian, du bassin de Kane et du détroit du Vicomte-Melville (Cardinal, sans date). L’appréciation des CTA est centrée sur la capacité des Autochtones à bien localiser les ours et, en deuxième lieu, sur la manière dont elles sont recueillies et consignées (Species at Risk Committee, 2012).

Tableau 1. Résumé des sources d’information sur les CTA utilisées dans le présent rapport
Unité de gestion Année de l’entrevue Exemple de questions posées Période approximative abordée durant l’entrevue Référence Autres références de présentant des CTA recueillies durant des rencontres
Sud de la mer de Beaufort 2010 Quels changements avez‑vous observés depuis votre jeunesse?a Années 1950, 1960, 1970, 1980, et 10-15 dernières années Joint Secretariat, 2015 Slavik, 2009, 2010; Parks Canada, 2004; Species at Risk Com., 2012;
Nord de la mer de Beaufort 2010 Même question Même période Même Park Canada, 2004; Slavik, 2009, 2010, 2013; Species at Risk Com., 2012
Détroit du Vicomte-Melville 2010 Sans objet Sans objet Même Sans objet
Détroit de Davis – Labrador 2012 Quels changements avez‑vous observés? 10-30-40 ans York, 2015 NMRMB, 2018 
Détroit de Davis – Nunavut 2007-2008 Même question Surtout des années 1960 aux années 1990 Kotierk, 2010 CWS, 2009; DFO, 2011; Hotson, 2014
Baie de Baffin 2005 Même question 10-15 ans Dowsley, 2008 CWS, 2009; DFO, 2011; Hotson, 2014
Détroit de M'Clintock 2002 Pourquoi le nombre d’ours a‑t‑il changé? 30-40 ans Keith, 2005 CWS, 2009; Atahak et Bianci, 2001; Hotson, 2014
Ouest de la baie d’Hudson 1995 Quels changements avez‑vous observés? 10-40 ans McDonald, 1997 CWS, 2009; Nirlungayuk et Lee, 2009;
Sud de la baie d’Hudson 1995 Même question Augmentation à partir des années 1960 McDonald, 1997 CWS, 2009; DFO, 2011; Hotson, 2014; Laforest et al., 2018; NMRMB, 2018
Bassin de Foxe 1995 Même question 10-40 ans McDonald, 1997 CWS, 2009;
DFO, 2011; Hotson, 2014

a Il s’agit d’une des nombreuses questions posées durant l’exercice du Secrétariat mixte.

Les activités de recherche fondées sur des méthodes scientifiques ont augmenté depuis les 50 dernières années. Les activités ont été considérables sur le plan spatial et intermittentes sur le plan temporel dans la plupart des provinces et des territoires, des estimations des effectifs aux fins de gestion des récoltes étant requises tous les 10 à 15 ans (p. ex. protocole d’entente pour la gestion des ours blancs des unités de gestion du Nunavut), et les intervalles réels ont été fonction des méthodes de recherche et des demandes de nouvelles estimations d’effectif formulées par les collectivités. Des relevés démographiques systématiques (marquage-recapture physique ou génétique et relevés aériens) et des études de suivi satellitaire ont été effectués dans toute l’aire de répartition canadienne de l’ours blanc, sauf dans le bassin arctique. Le moment des travaux a varié quelque peu selon l’objectif du relevé ou de l’étude, mais la plupart des travaux ont eu lieu sur la glace de mer printanière, d’avril à juin, ou à terre, en septembre et en octobre. Les efforts de capture à terre en mars et en avril ont ciblé les femelles sortant de leur tanière de maternité. Les relevés et les activités de recherche ciblant l’ours blanc peuvent être limités par le budget (coût de la logistique et de l’aéronef), les ressources humaines, les conditions environnementales (conditions météorologiques et terrain) et le manque de lumière en hiver.

Habitat

Besoins en matière d’habitat

Glace de mer

Les CTA sur l’utilisation de la glace de mer par les ours sont nombreuses; le rapport de situation sur l’ours blanc des Territoires du Nord-Ouest, par exemple, comprend des observations détaillées concernant l’utilisation de la glace de mer par l’espèce. On sait que le principal besoin de l’espèce en matière d’habitat est la glace de mer, à partir de laquelle elle chasse les phoques. L’habitat idéal pour la chasse aux phoques inclut des crêtes de pression, des chenaux d’eau libre et de la glace jeune ou annuelle. La glace de mer est dynamique parce qu’elle fluctue en fonction du vent et des courants (Species at Risk Committee, 2012). Les ours utilisent la glace de mer comme plateforme pour trouver et capturer les mammifères marins qui leur servent de proies et, dans certaines régions, pour la mise bas sur de la glace pluriannuelle. L’ours blanc est un spécialiste de l’habitat de glace de mer, et sa répartition coïncide largement avec l’étendue de la glace de mer en hiver (DeMaster et Stirling, 1981; Amstrup, 2003). L’espèce utilise à la fois de la glace de mer pluriannuelle et saisonnière, et on la trouve en plus grand nombre sur la glace de mer des plateaux continentaux et des bassins peu profonds (< 300 m), où ses proies sont plus nombreuses que dans les eaux océaniques profondes, comme celles de l’océan Arctique (Burns, 1970; Frost et al., 2004).

Quatre écorégions d’habitat de glace de mer ont été définies pour l’ours blanc (glace divergente, convergente, archipélagique et saisonnière) d’après la composition, la durée et la circulation océanique de la glace et la façon dont les ours réagissent à la dynamique de la glace de mer (Amstrup et al., 2008; la figure 3 comprend les définitions). La glace de mer pluriannuelle est généralement considérée comme un habitat de piètre qualité pour l’ours blanc (Stirling et al., 1993) à cause de la faible quantité de proies (Kingsley et al., 1985; Joint Secretariat, 2015), mais elle peut être utilisée par les gros mâles plus vieux pour se déplacer d’un endroit à l’autre et comme habitat de refuge estival par les deux sexes (Joint Secretariat, 2015; Pongracz et Derocher, 2016). Les Inuvialuits font remarquer que les ours ajustent leur répartition en se déplaçant plus au nord et plus loin sur la glace pluriannuelle en réponse aux changements des conditions de glace et de la répartition des phoques liés aux changements climatiques (Species at Risk Committee, 2012). Des études scientifiques se sont concentrées sur des régions où l’on trouve un mélange de glace de mer pluriannuelle et annuelle (Schweinsburg et al., 1982; Messier et al., 1992; Ferguson et al., 1999; Amstrup et al., 2000; Mauritzen et al., 2002; Durner et al., 2009; Wilson et al., 2014; Laidre et al., 2015). Ces études ont été réalisées dans les écorégions de glace divergente, convergente et archipélagique, qui comprennent 9 des 14 unités de gestion des ours blancs au Canada. Les 5 autres unités de gestion canadiennes se trouvent dans l’écorégion de glace saisonnière, où l’espèce gagne la terre ferme chaque été lorsque la glace de mer fond (Ferguson et al., 2001; Parks et al., 2006; Obbard et Middel, 2012; McCall et al., 2016).

Les ours blancs se déplacent et chassent sur la glace de mer toute l’année, sauf s’ils se trouvent dans une tanière de mise bas (de novembre à avril) (Ramsay et Stirling, 1988) ou s’il n’y a pas de glace disponible. Ils se déplacent sur un grand territoire comparativement aux mammifères terrestres (Ferguson et al., 1999; McCall et al., 2015), mais la plupart des études sont fondées seulement sur des femelles adultes puisque les mâles adultes ne peuvent porter de collier à cause de la taille de leur cou par rapport à la tête. Il y a eu un certain succès dans le suivi de mâles adultes à l’aide d’émetteurs satellitaires implantés ou fixés à l’oreille (Amstrup et al., 2001; Laidre et al., 2013); ces études ont permis de noter que les déplacements des mâles et leur utilisation de l’espace sont généralement semblables à ceux des femelles, sauf durant la période d’accouplement au printemps.

La taille du domaine vital est variable au sein des unités de gestion et d’une unité à l’autre et reflète la disponibilité d’habitat, la qualité de l’habitat, les caractéristiques géographiques et le comportement de déplacements des individus (Ferguson et al., 1999). Deux tendances ont été observées : certains ours préfèrent le littoral, les fjords et la banquise côtière et ont tendance à avoir un domaine vital plus petit, et d’autres préfèrent la banquise pélagique et les floes actifs et ont tendance à avoir un domaine vital plus grand (Amstrup et al., 2000; Mauritzen et al., 2001; Joint Secretariat, 2015). Sur une base annuelle, les femelles se déplacent sur 574 à 5 095 km et ont un domaine vital de 940 à 596 800 km2 (Amstrup et al., 2000; Mauritzen et al., 2001; Wiig et al., 2003; Parks et al., 2006; Andersen et al., 2008; McCall et al., 2015). La superficie moyenne du domaine vital a été établie à 19 400 km2 dans le bassin de Kane et à 228 300 km2 dans le détroit de Davis (Ferguson et al., 1999). L’examen de la taille des domaines vitaux dans l’ouest de la baie d’Hudson n’a révélé aucun changement notable entre les années 1990 et les années 2000, la superficie moyenne du domaine vital ayant été établie à environ 264 000 km2 et à 354 000 km2 durant les deux périodes, respectivement (McCall et al., 2015). Les vastes domaines vitaux indiquent que l’ours blanc a besoin de plus d’espace pour obtenir des ressources que des espèces terrestres de taille semblable (Auger-Méthé et al., 2016).

Des études sur la sélection de l’habitat par l’ours blanc ont permis de conclure que la concentration de glace de mer est le facteur de sélection le plus important, suivi du type de glace, de la bathymétrie, de la distance jusqu’à la lisière de la glace et de la distance jusqu’à la terre ferme (Arthur et al., 1996; Mauritzen et al., 2003a; Durner et al., 2009; Freitas et al., 2012; Joint Secretariat, 2015; Laidre et al., 2015; McCall et al., 2016). Les principaux types de glace sont les suivants : banquise côtière (fixée à la terre ferme); banquise (masse continue de glace flottante); glace annuelle (se forme chaque hiver) et glace pluriannuelle (a survécu à plus d’une saison de fonte). On en sait moins sur la façon dont la structure de la glace (p. ex. floes, chenaux, épaisseur, rugosité de la surface, crêtes de pression, polynies [eau libre dans les mers couvertes de glace]) influe sur les déplacements de l’ours blanc, mais on sait qu’elle est importante tant pour les ours que pour leurs proies (Smith, 1980; Hammill et Smith, 1989; Kingsley et Stirling, 1991; Stirling et al., 1993; McDonald et al., 1997; Stirling et Lunn, 1997; Durner et al., 2004; Hart et Amos, 2004a; Keith, 2005; Slavik, 2010; Brown et Fast, 2012; Pilfold et al., 2014; Joint Secretariat, 2015).

Il y a des différences saisonnières dans l’utilisation de l’habitat par les ours. En été et en automne, lorsque la glace de mer est à son minimum, les ours choisissent la plus forte concentration de glace de mer disponible (Ferguson et al., 2000a; Species at Risk Committee, 2012; Wilson et al., 2014; McCall et al., 2016). En hiver et au printemps, lorsque la glace de mer est omniprésente, les ours choisissent très souvent une concentration de glace d’environ 85 % (Durner et al., 2009; Pilfold et al., 2014), ce qui donne à penser que ce mélange de glace et d’eau libre crée un habitat de grande qualité.

Habitat terrestre

L’ours blanc gagne la terre ferme lorsque la concentration de glace de mer baisse à 30-50 % (Stirling et al., 1999; Schliebe et al., 2008; Cherry et al., 2013; Atwood et al., 2016). Le moment du déplacement vers la terre ferme varie selon la latitude et les conditions océanographiques (p. ex. courants) et environnementales (p. ex. vents) locales, qui ont des effets importants sur la répartition de la glace de mer et la concentration de glace de mer. On a observé une fidélité à l’habitat de refuge estival dans toute l’aire de répartition de l’espèce (Schweinsburg et Lee, 1982; Derocher et Stirling, 1990; Amstrup et al., 2000; Cherry et al., 2013). On ne sait pas si l’ours blanc sélectionne des types spécifiques d’habitat terrestre sauf pour la mise bas, mais il a tendance à demeurer sur la côte ou près de celle-ci durant la saison libre de glace. On a également observé une ségrégation selon le sexe et le statut reproducteur, les mâles demeurant sur la côte et les femelles et leurs petits à une certaine distance (30-50 km) à l’intérieur des terres (Derocher et Stirling, 1990; Stirling et al., 2004; Dyck et al., 2017). Il a été observé que des ours blancs suivent certains parcours le long des côtes (p. ex. ouest de la baie d’Hudson, bassin de Foxe, nord de la mer de Beaufort) et coupent à travers des péninsules et des îles (McDonald et al., 1997; Joint Secretariat, 2015, V. Sahanatien, comm. pers., 2017). Les possibilités d’alimentation opportunistes peuvent influer sur l’utilisation de l’habitat terrestre (Rogers et al., 2015). L’espèce est attirée par les carcasses échouées (p. ex. de baleines) (Kalxdorff, 1998; Herreman et Peacock, 2013; Joint Secretariat, 2015), les dépotoirs (Lunn et Stirling, 1985; York et al., 2015), les échoueries de morses (Odobenus rosmarus) (Stirling, 1984; Ovsyanikov, 1995) et les colonies d’oiseaux marins et d’oies (Rockwell et Gormezano, 2009; Iverson et al., 2014; Joint Secretariat, 2015; Dey et al., 2016; Laforest et al., 2018).

Habitat de mise bas marin et terrestre

La plupart des ourses gravides qui mettent bas sur la terre ferme creusent des tanières dans la neige durant l’automne et le début de l’hiver (Harington, 1968; Ramsay et Stirling, 1990; Amstrup et Gardner, 1994). Dans l’ouest et le sud de la baie d’Hudson, cependant, les femelles creusent d’abord des tanières dans le pergélisol des crêtes de toundra, des hummocks et des rives de cours d’eau et de lacs, et étendent ensuite les tanières dans les acccumulations de neige (Jonkel et al., 1976; Kolenosky et Prevett, 1983; Ramsay et Stirling, 1990; Clark et al., 1997; Richardson et al., 2005). Les tanières terrestres sont souvent situées du côté sous le vent des entités topographiques, là où il y a une accumulation suffisante de neige au début de l’automne (Harington, 1968; Durner et al., 2003; Van de Velde et al., 2003; Keith, 2005; Richardson et al., 2005; Brown et Fast, 2012; Joint Secretariat, 2015; York et al., 2015).

L’habitat de mise bas terrestre est diversifié : des montagnes accidentées et des fjords de l’est de l’île de Baffin aux rives basses et aux crêtes de plage de la mer de Beaufort et de la baie d’Hudson. Les tanières sont généralement situées près de la côte (< 25 km), mais, en Ontario et au Manitoba, on trouve des zones de tanières traditionnelles situées sur la terre ferme jusqu’à 120 km du littoral (Stirling et al., 1977; Kolenosky et Prevett, 1983; Ramsay et Stirling, 1990; Richardson et al., 2005). Les tanières sont souvent situées tout près de secteurs où la densité de phoques est élevée au printemps (Harington, 1968; Stirling et Andriashek, 1992; Messier et al., 1994; Van de Velde et al.,  2003; Andersen et al., 2012).

Des aires de tanières terrestres concentrées ont été notées dans le sud et le nord de la mer de Beaufort, l’ouest et le sud de la baie d’Hudson, le bassin de Foxe, le détroit de M’Clintock et le golfe de Boothia (Harington, 1968; Kolenosky et Prevett, 1983; Ramsay et Stirling, 1990; Stirling et Andriashek, 1992; Amstrup et Gardner, 1994; McDonald et al., 1997; Scott et Stirling, 2002; Van de Velde et al., 2003; Keith, 2005; Community of Aklavik et al., 2008; Community of Tuktoyaktuk et al., 2008; Ghazal, 2013; Joint Secretariat, 2015), mais, dans une grande partie du Canada, les tanières d’ours blancs sont dispersées en faible densité dans le paysage côtier (voir par exemple Schweinsburg et al., 1984; York et al., 2015). L’habitat de mise bas est répandu et abondant (Species at Risk Committee, 2012; Joint Secretariat, 2015).

Dans le sud de la mer de Beaufort, le détroit de M’Clintock et probablement sous les hautes latitudes de l’archipel arctique, certaines femelles mettent bas sur la glace de mer pluriannuelle (Lentfer, 1975; Amstrup et al., 1986; Amstrup et Gardner, 1994; Keith et Arqviq, 2006; Fischbach et al., 2007; Joint Secretariat, 2015). Les tanières de glace de mer nécessitent une banquise flottante ou côtière de glace pluriannuelle stable (superficie, concentration et épaisseur suffisantes) et présentant des éléments de relief (crêtes de pression) suffisants pour retenir la neige et créer des congères (Lentfer, 1975). La glace doit être stable de 81 à 164 jours pour assurer le succès de la reproduction (Amstrup et Gardner, 1994).

Les ours blancs manifestent une préférence et une fidélité à l’égard du substrat pour leur tanière : les femelles qui mettent bas sur la glace de mer ont tendance à toujours le faire, et il en est de même pour le substrat terrestre (Amstrup et Gardner, 1994; Fischbach et al., 2007). L’accès des femelles gravides à des aires de mise bas convenables à l’automne et au début de l’hiver est essentiel pour la reproduction. De même, les groupes familiaux doivent avoir accès à de la glace de mer à la sortie des tanières au printemps.

Tendances en matière d’habitat

Tendances en matière de glace de mer

Des renseignements supplémentaires se trouvent à la section Menaces. Les détenteurs de CTA sont préoccupés par la détérioration des conditions de glace de mer (Atatahak et Banci, 2001; Dowsley, 2005; Keith et al., 2005; NTI, 2005; Nirlungayuk, 2008, cité dans COSEWIC, 2008; Species at Risk Committee, 2012; Joint Secretariat, 2015). Ces conditions comprennent la disparition de glace de mer pluriannuelle et d’icebergs, que l’ours blanc utilise pour se déplacer, se nourrir et se reposer. Parmi les autres changements, on compte l’amincissement de la glace, l’augmentation de la glace rugueuse et la dislocation printanière hâtive, ce qui peut réduire l’efficacité de chasse de l’espèce (Species at Risk Committee, 2012). Certains chasseurs inuvialuits ont mentionné que la dislocation survient maintenant un mois plus tôt (Joint Secretariat, 2015). Dans la partie est du sud de la baie d’Hudson, des Cris et des Inuits de trois collectivités signalent des changements importants de la durée de la saison de glace de mer, la fonte étant plus hâtive et l’englacement plus tardif comparativement à 20 ans auparavant (Laforest et al., 2018).

L’accumulation des gaz à effet de serre a entraîné une augmentation de la température de la surface de la mer et de la température de l’eau de mer, ce qui influe sur la formation et le maintien de la glace de mer (IPCC, 2013; Vaughan et al., 2013; Notz et Stroeve, 2016). Une plus grande quantité d’eau libre au printemps et en été renforce la rétroaction glace-albédo positive; le faible albédo des eaux libres leur fait absorber l’énergie solaire, et la chaleur supplémentaire ainsi emmagasinée dans l’océan augmente la fonte de la glace de mer et retarde l’englacement à l’automne (Stroeve et al., 2012).

La durée de la saison de la glace de mer a diminué au cours des dernières décennies dans l’ensemble de l’aire de répartition mondiale de l’ours blanc (tableau 2, figure 4) (Dowsley, 2005; Serreve et al., 2007; Born et al., 2011; Kotierk, 2010; Slavik, 2010; Parkinson, 2014; York et al., 2015; Regehr et al., 2016; Stern et Laidre, 2016). Les détenteurs de connaissances de l’île Banks et de la côte du Labrador ont remarqué que les étés sont plus longs et les hivers plus courts (Slavik, 2013; York et al., 2015). La durée de la couverture de glace de mer diminue à l’échelle mondiale de 6,8 à 44,6 jours/décennie et, au Canada, de 6,8 jours/décennie dans le sud de la baie d’Hudson, de 19,8 jours/décennie dans la baie de Baffin et de 29,3 jours/décennie dans le bassin arctique (Stern et Laidre, 2016). Il est difficile d’obtenir des prévisions à l’aide de modèles à cause des interactions complexes entre les bilans radiatifs, l’albédo, la couverture nuageuse et les événements stochastiques, mais de nombreux modèles prévoient qu’une grande partie de l’Arctique sera libre de glace en été d’ici 2040 ou 2060 (Overland et Wang, 2013). Overland et Wang (2013) ont utilisé trois méthodes courantes pour prévoir la perte de glace en été : 1) extrapolation des données sur le volume de glace de mer; 2) anticipation de plusieurs autres épisodes de perte rapide comme ceux de 2007 et de 2012; 3) projections de modèles climatiques. Ces trois méthodes prévoient que les étés seront presque libres de glace en 2020 ou plus tôt, en 2030 ± 10 ans et en 2040 ou après, respectivement.

Tableau 2. Tendances en matière d’habitat de glace de mer (1979 2014) pour les portions d’habitat de l’ours blanc de grande qualité (eaux peu profondes productives, ≤ 300 m) par unité de gestion : tendance de la date de retrait ou de dislocation de la glace de mer au printemps (jours • décennieb); tendance de la date d’avancée ou de prise de la glace de mer à l’automne (jours • décennieb); tendance du nombre de jours avec couverture de glace (jours • décennieb); perte projetée de jours avec couverture de glace de 2014 à 2050, soit sur environ 3 générations d’ours blancs (3 x 11,5 ans/génération). La signification statistique est notée par des astérisques (*)
Unité de gestion Tendance printanière (j/décennie)b Tendance automnale (j/décennie)b Réduction du nombre de jours avec couverture de glace (j/décennie)b Perte projetée de jours avec couverture de glace d’ici 2050c
Bassin arctique -9,4** 16,8** 29,3** 105
Sud de la mer de Beaufort -7,3** 8,6** 15,5** 86
Nord de la mer de Beaufort -5,6 3,5** 8,5* 31
Détroit du Vicomte‑Melville -4,3 6,9 11,7** 42
Détroit de M’Clintock -4,1** 5,8** 11,0** 40
Golfe de Boothia -8,6** 7,6** 18,8** 68
Détroit de Lancaster -7,6** 4,6** 11,2** 40
Baie Norwegian -1,3 4,2 7,0* 25
Bassin de Kane -9,7** 5,5** 15,1** 54
Baie de Baffin -8,4** 9,7** 19,8** 71
Détroit de Davis -6,9** 8,0** 14,7** 53
Bassin de Foxe -5,2** 5,6** 11,3** 41
Ouest de la baie d’Hudson -5,1** 3,5** 8,6** 31
Sud de la baie d’Hudson -3,0* 3,6* 6,8** 25

b Données de Stern et Laidre (2016) : niveau de signification statistique de 95 % (*) et de 99 % (**) selon un test F bilatéral, et toutes les quantités sont calculées pour la période 1979‑2014 sur la base de la superficie marine totale de chaque unité de gestion.

c Multiplication des valeurs de la colonne 3 par 3,6, d’après les 36 ans entre 2017 et 2050 et en présumant un taux constant.

Figure 4. Durée de la saison de glace de mer pour (a) 1979 et (b) 2013. Durée calculée en comptant le nombre de jours que chaque pixel (25 x 25 km) présentait une concentration de glace d’au moins 15 %, à l’aide de données satellitaires SSMR, SSMI et SSMIS (source : Parkinson, 2014).
Description longue

Deux cartes colorées permettant la comparaison entre la durée de la saison de glace de mer de 1979 et de 2013, respectivement. Chaque couleur indique le nombre de jours de glace de mer dans la zone colorée, par intervalle de 15 jours de glace de mer.

À l’heure actuelle, sous les hautes latitudes de l’Arctique, il reste de la glace de mer pluriannuelle, mais ce type de glace a connu un déclin rapide au cours des 10 dernières années (Dowsley, 2005; Keith et Arqviq, 2006; Kwok et al., 2009; Stroeve et al., 2012; Meier et al., 2014; Joint Secretariat, 2015). La couverture de glace de mer pluriannuelle dans l’océan Arctique a passé de 75 % au milieu des années 1980 à 45 % en 2011, et les types de glace les plus âgés (> 5 ans) sont passées de 50 % à 10 % de la banquise pluriannuelle dans l’océan Arctique et l’archipel arctique (Maslanik et al., 2011; Stroeve et al., 2012). Selon les projections, il est très probable qu’il n’y aura plus de glace pluriannuelle d’ici 2040 (Stroeve et al., 2007; Sou et Flato, 2009). La glace de mer annuelle, ou de première année, constitue maintenant la forme dominante de glace dans l’Arctique en hiver et au printemps (Stroeve et al., 2012). La glace annuelle est en fait de 11 % à 25 % plus mince que la valeur utilisée dans les modèles, ce qui donne à penser que les taux de fonte sont plus élevés que ce qui avait été prévu (Nandan et al., 2017). Les changements climatiques ont eu des conséquences sur la glace de mer saisonnière en réduisant son étendue, sa répartition, son épaisseur et la durée de la couverture de même qu’en comprimant les épisodes de sa phénologie (Stroeve et al., 2012; Vaughan et al., 2013).

L’habitat de glace de mer diminue à un rythme important dans toute l’aire de répartition canadienne de l’ours blanc, et ce rythme diffère selon les régions. La saison libre de glace a augmenté de 6 à 30 jours/décennie depuis les années 1980 (figure 5); la dislocation de la glace de mer se produisant plus tôt et la prise des glaces plus tard (tableau 2) (Stern et Laidre, 2016). La concentration de glace en été (juin-octobre) a également diminué de 2 à 9 %/décennie. Des analyses à l’échelle régionale (Parkinson et Cavalieri, 2002; Saucier et al., 2004; Gagnon et Gough, 2005; Stirling et Parkinson, 2006; Howell et al., 2009; Hochheim et Barber, 2010; Sahanatien et Derocher, 2012) des changements historiques de la glace de mer confirment les résultats mondiaux de Stern et Laidre (2016).

Figure 5. Carte des unités de gestion de l’ours blanc à l’échelle mondiale montrant les zones où la saison d’eau libre (été) a augmenté de 1979 à 2014 dans l’habitat de l’ours blanc de grande qualité (eaux peu profondes productives, ≤ 300 m). Par exemple, le vert indique les zones où la saison estivale a augmenté de 6 à 12 jours par décennie de 1979 à 2014 (source : Stern et Laidre, 2016).
Description longue

Carte des unités de gestion de l’ours blanc à l’échelle mondiale montrant les zones où la durée de la saison d’eau libre a augmenté de 1979 à 2014 dans l’habitat de l’ours blanc de grande qualité. La couleur de chaque zone indique l’augmentation du nombre de jours d’eau libre.

Les changements de la glace de mer sont accompagnés de changements écosystémiques qui touchent tous les niveaux trophiques. Le début plus hâtif de la prolifération annuelle de phytoplancton a entraîné une désynchronisation de la disponibilité de proies pour certaines espèces, augmenté la productivité marine dans certaines zones, causé une expansion vers le nord d’espèces des zones subarctique et tempérée, et modifié des assemblages d’espèces et la structure de communautés, certains systèmes benthiques devenant plus pélagiques (Gaston et al., 2005; Grebmeier et al., 2006; Higdon et Ferguson, 2009; Wassmann et al., 2011; Post et al., 2013; Bhatt et al., 2014; Arrigo et van Dijken, 2015).

Tendances en matière d’habitat terrestre

Aucune tendance en matière d’habitat terrestre de l’ours blanc n’a été mesurée. Il pourrait y avoir une faible réduction de l’habitat disponible attribuable aux activités humaines : augmentation de l’empreinte des collectivités côtières et de l’infrastructure minière et touristique. Cependant, il est évident que l’habitat terrestre devient de plus en plus important pour l’ours blanc à mesure que la glace de mer estivale continue de diminuer. Si les prévisions sont exactes et qu’il n’y aura plus de glace de mer estivale d’ici le milieu du siècle, il y aura d’importants changements de la répartition et des effectifs de l’espèce en milieu terrestre.

Tendances en matière d’habitat de mise bas marin et terrestre

On prévoit que le déclin de la glace de mer entraînera un plus grand nombre d’ourses à mettre bas sur la terre ferme. Durner et al. (2003) sont d’avis que la réduction de la stabilité de la glace de mer et de la disponibilité de glace de mer dans la mer de Beaufort entraînera une hausse des mises bas terrestres sur la côte. Cette prévision est appuyée par Fischbach et al. (2007), qui ont noté que la proportion de femelles du sud de la mer de Beaufort qui mettaient bas sur la banquise a passé de 62 % dans la période 1985-1994 à 37 % dans la période 1998-2004. Il n’existe pas d’ensemble de données semblable sur la mise bas pour des régions du Canada.

Dans l’ouest et le sud de la baie d’Hudson et la baie James, la dégradation du pergélisol causée par le réchauffement climatique pourrait avoir des conséquences sur l’intégrité des tanières (causer leur effondrement) et la survie des ours blancs (Derocher et al., 2004; Stirling et Derocher, 2012). La qualité globale de l’habitat de mise bas dépend du moment et du volume des chutes de neige. Les changements climatiques devraient influer sur les chutes de neige, mais les effets à l’échelle de l’aire de répartition de l’ours blanc seront variables et régionaux. Des CTA du Nunavut et des Territoires du Nord-Ouest signalent que, de mémoire récente, l’accumulation de neige est aujourd’hui moins importante, ce qui pourrait avoir une incidence sur la mise bas (KAVIK-AXYS Inc., 2012; Dowsley, 2005; Joint Secretariat, 2015). Dans la baie de Baffin, les femelles ont mis bas à une altitude plus élevée dans les années 2000 comparativement aux années 1990, ce qui pourrait être lié à des changements des conditions de neige à l’automne (SWG, 2016). Des épisodes inhabituels de pluie sur neige pourraient aussi poser des problèmes aux femelles en période mise bas à cause de l’effondrement possible de tanières (Clarkson et Irish, 1991), l’importance de ce problème n’étant toutefois pas établi. Une réduction de la disponibilité spatio-temporelle de glace de mer, plus précisément le retard de la prise des glaces à l’automne, pourrait également rendre plus difficile pour les ourses gravides d’atteindre des aires de mise bas traditionnelles terrestres, particulièrement près de la limite sud de l’aire de répartition de l’espèce (Derocher et al., 2011).

Biologie

Cycle vital et reproduction

Le cycle vital de l’ours blanc est typique de celui d’un grand carnivore : taux de croissance et de reproduction faibles, longue période de soins maternels et longue durée de vie (Bunnell et Tait, 1981). Les taux de survie et de reproduction de l’ours blanc varient d’une unité de gestion à l’autre. La durée de vie à l’état sauvage peut atteindre 30 ans de façon générale, des femelles au début de la trentaine ayant été observées (Amstrup, 2003). Le taux de survie des adultes a tendance à diminuer au-delà de l’âge de 20 ans (Obbard et al., 2007; Regehr et al., 2007; Taylor et al., 2008b).

L’âge à la première reproduction est généralement de 4 ou 5 ans (DeMaster et Stirling, 1981; Ramsay, 1988; Ramsay et Stirling, 1988), et des femelles de la plupart des unités de gestion ont des portées avant l’âge de 6 ans (Taylor et al., 2005, 2008a, b, 2009). L’âge le plus tardif à la première reproduction a été relevé près de la limite septentrionale de l’aire de répartition de l’espèce, au bassin de Kane (6 ans; Taylor et al., 2008a) et à la baie Norwegian (7 ans; Taylor et al., 2008b).

Les mâles atteignent la maturité physiologique à 5 ou 6 ans. De faibles concentrations de spermatozoïdes pleinement formés apparaissent dans les testicules des ours dès l’âge de 2 à 4 ans, et les concentrations atteignent une asymptote à l’âge de 5,8 ans (Rosing-Asvid et al., 2002). Les jeunes mâles ayant atteint la maturité physiologique ont toutefois peu de chances de se reproduire à cause de la compétition avec des mâles plus âgés et plus gros (Derocher et al., 2010). Il semble que la plupart des mâles ne commencent à se reproduire que vers l’âge de 8 à 10 ans, lorsque le dimorphisme sexuel est le plus important et que les mâles ont atteint la taille corporelle nécessaire pour se disputer les partenaires sexuelles disponibles (Ramsay et Stirling, 1986; Derocher et Wiig, 2002; Derocher et al., 2005, 2010). L’évolution du dimorphisme sexuel marqué chez l’ours blanc est liée à la forte compétition intrasexuelle pour les femelles (Ramsay et Stirling, 1986; Derocher et al., 2010).

Les femelles sont en œstrus de mars à juin, le pic étant atteint à la fin d’avril et au début de mai (Palmer et al., 1988; Stirling et al., 2016). Les mâles peuvent se déplacer davantage durant la période d’accouplement, car ils recherchent des femelles réceptives (Keith et Arqviq, 2006; Slavik, 2010; Joint Secretariat, 2015). Les femelles peuvent s’accoupler avec plusieurs mâles au cours d’une même saison (Ramsay et Stirling, 1986; Wiig et al., 1992), et les oursons d’une même portée peuvent être issus de plus d’un père (Zeyl et al., 2009).

Les CTA (Slavik, 2010; Joint Secretariat, 2015) et les études scientifiques (Lønø, 1970; Derocher et al., 1992; McDonald et al., 1997; Derocher et Stirling, 1998b; Lunn et al., 2004) indiquent que les femelles gravides entrent dans les tanières de mise bas à la fin d’octobre et que les jeunes (normalement un ou deux; les triplets sont moins fréquents) naissent de novembre au début de janvier. Les taux de gravidité (proportion de femelles adultes sans oursons ou avec des oursons sur le point d’être sevrés qui produisent des oursons l’année suivante) varient d’aussi peu que 50 % (p. ex. bassin de Kane, Taylor et al., 2008a) à 100 % (p. ex. ouest de la baie d’Hudson, Derocher et al., 1992; baie de Baffin, Taylor et al., 2005).

Les ours blancs utilisent des tanières de mise bas aux fins de protection et d’isolation durant la gestation, la mise bas et le début de l’allaitement (section Habitat de mise de bas). Les oursons sont allaités à l’intérieur de la tanière jusqu’à ce que le groupe familial en sorte, généralement de la fin de février à la mi-avril (Ramsay et Stirling, 1988; Ferguson et al., 2000b); ils pèsent alors de 10 à 15 kg (DeMaster et Stirling, 1981). La taille moyenne d’une portée lors de la sortie de la tanière est d’environ 1,7 (Lønø, 1970; DeMaster et Stirling, 1981) et varie peu selon l’unité de gestion ou la latitude (Derocher, 1999).

De façon générale, les petits sont sevrés à l’âge de 2,5 ans (Stirling et al., 1975). Toutefois, dans des populations particulièrement productives (p. ex. ouest de la baie d’Hudson au début des années 1980), il a été observé qu’une proportion importante d’oursons se trouvaient sevrés alors qu’ils n’étaient âgés que de 1 an (Ramsay et Stirling, 1988). Inversement, dans des circonstances moins productives, les groupes familiaux peuvent demeurer ensemble jusqu’à ce que les oursons atteignent 3 ans (Stirling et al., 1975). Les femelles deviennent disponibles pour la reproduction au cours de la même saison où les petits sont sevrés (Stirling et al., 2016), ce qui donne un intervalle internatal typique de 3 à 3,5 ans (Lentfer et al., 1980; Taylor et al., 1987; Derocher et Stirling, 1995b). Dans l’ouest de la baie d’Hudson, la proportion d’oursons de 1 an indépendants de leur mère a diminué après 1986, l’intervalle internatal ayant passé de 2,1 à 2,9 ans au début des années 1990 (Derocher et Stirling, 1995b).

La dispersion natale chez l’ours blanc est mal comprise, du moins en partie à cause de la difficulté de suivre les déplacements des mâles adultes et des juvéniles. Des analyses génétiques récentes réalisées dans l’ouest de la baie d’Hudson ont montré que la reproduction entre proches parents est exceptionnellement rare (1 cas sur 382 accouplements et aucun cas d’accouplement entre parents au premier degré), probablement en raison de la dispersion et de la reproduction entre individus d’unités de gestion adjacentes (Malenfant et al., 2016a).

La durée d’une génération chez l’ours blanc, définie comme « l’âge moyen des parents d’une cohorte (c.-à-d. individus nouveau-nés dans la population) », a été estimée à partir de l’âge des femelles adultes avec des petits ou des jeunes de 1 an dans 11 unités de gestion (dont 8 au Canada). La durée moyenne d’une génération varie de 9,6 ans (est du Groenland) à 13,7 ans (ouest de la baie d’Hudson). La durée moyenne d’une génération pour toutes les unités de gestion est de 11,5 ans (IC à 95 % : 9,8, 13,6) (Regehr et al., 2016). Les mâles n’ont pas été utilisés pour ce calcul parce que les taux de paternité sont mal connus; toutefois, des travaux récents utilisant des données fondées sur des mâles donnent à penser que la durée n’augmenterait que légèrement si les mâles étaient inclus (Marks, 2017).

L’ours blanc présente des taux de survie élevés, qui varient selon l’âge ou le stade du cycle vital. Généralement, les chercheurs évaluent les taux de survie séparément pour les catégories suivantes : jeunes de l’année, individus âgés de 1 an et subadultes (1-4 ans), adultes dans la force de l’âge (5-20 ans) et adultes sénescents (21 ans et plus). La tendance générale est que les taux de survie des jeunes de l’année et des individus de 1 an sont plus faibles que ceux des subadultes et des adultes dans la force de l’âge, et les adultes sénescents montrent des taux de survie inférieurs à ceux des adultes dans la force de l’âge. Certains juvéniles sont tués par des mâles adultes (Taylor et al., 1985; Amstrup et al., 2006; Stone et Derocher, 2007; Slavik, 2010; Stirling et Ross, 2011; Joint Secretariat, 2015), mais l’importance de cette source de mortalité est mal comprise. Les taux de survie globaux (c.-à-d. incluant la mortalité causée par la récolte) sont calculés à partir des taux de survie naturels, qui ne tiennent compte que des ours morts de causes naturelles. Les taux de survie globaux des adultes dans la force de l’âge dépassent souvent 90 % (Regehr et al., 2007; Taylor et al., 2008b; Regehr et al., 2010). De façon générale, les mâles présentent des taux de survie globaux inférieurs à ceux des femelles, en partie parce qu’ils sont davantage ciblés par la chasse compte tenu de leur grande taille (Taylor et al., 2002; Taylor et al., 2006a, 2009).

Physiologie et adaptabilité

Des renseignements supplémentaires se trouvent à la section Menaces. L’ours blanc est un carnivore du sommet du réseau trophique hautement spécialisé qui dépend de l’habitat de glace de mer annuelle et de mammifères marins associés à la glace qui lui servent de proies pour combler ses besoins tout au long de son cycle vital. L’ours blanc a acquis d’importantes adaptations physiologiques, comportementales et morphologiques pour la vie dans l’environnement arctique, où la répartition des ressources est très saisonnière et dynamique (Ramsay et Stirling, 1988; Stirling, 2002; Joint Secretariat, 2015). L’ours blanc a la capacité de passer facultativement à un état de jeûne métabolique (c.-à-d. que les lipides sont métabolisés pour produire de l’énergie et que les protéines sont épargnées) quand il ne trouve pas de nourriture, même lorsqu’il est activement à la recherche de proies sur la glace de mer (Derocher et al., 1990; Ramsay et al., 1991; Cherry et al., 2009; Whiteman et al., 2015).

Dans les parties de son aire de répartition où la glace de mer fond complètement en été (parties qui abritent de 50 à 60 % des ours au Canada), l’ours blanc se déplace sur la terre ferme durant les saisons libres de glace, en été et en automne. Sans accès aux mammifères marins qui lui servent de proies, l’espèce dépend principalement de ses réserves d’énergie stockées (Ramsay et Hobson, 1991; Derocher et al., 1993a; Atkinson et Ramsay, 1995). Le moment de la migration et la longueur de la période de jeûne passée à terre sont donc directement liés aux conditions de glace de mer (Stirling et al., 1999; Cherry et al., 2013, 2016). Pendant qu’ils sont à terre, les ours réduisent leur activité et conservent leur énergie (Knudsen, 1978; Lunn et Stirling, 1985). La période passée sur la côte représente le plus grand défi physiologique pour les juvéniles, les subadultes et les adultes sénescents qui, à cause de leur état de santé, de leur capacité de chasse ou de leur masse corporelle, peuvent ne pas avoir suffisamment de réserves de graisse pour survivre à une longue période de jeûne (Regehr et al., 2007).

La plupart des ours retournent sur la glace de mer lorsqu’elle se reforme à l’automne, mais les femelles gravides entrent dans les tanières de mise bas où elles demeureront jusqu’à ce que leurs petits naissent et qu’ils soient assez vieux pour sortir des tanières (Stirling et al., 1977). Ainsi, les femelles gravides peuvent jeûner jusqu’à huit mois, tout en devant satisfaire les exigences énergétiques de la gestation et de l’allaitement (Watts et Hansen, 1987; Atkinson et Ramsay, 1995; Robbins et al., 2012). Les adultes perdent environ 1 kg de masse corporelle par jour durant le jeûne de la saison libre de glace (Derocher et Stirling, 1995b; Polischuk et al., 2002; Pilfold et al., 2016a), et les ourses gravides peuvent perdre jusqu’à 43 % de leur masse corporelle (Atkinson et Ramsay, 1995). La survie des petits est largement fonction de leur masse corporelle, qui est étroitement liée à celle de la mère (Derocher et Stirling, 1996, 1998b). Par conséquent, le succès de la reproduction et, en fin de compte, le taux de recrutement et l’effectif de la population dépendent de la capacité des femelles adultes à acquérir suffisamment de réserves de graisse pour faire face aux coûts énergétiques du jeûne, de la gestation et de l’allaitement.

La question de l’adaptabilité de l’ours blanc à la réduction de la glace d’été et de la glace pluriannuelle est essentielle pour évaluer la menace que pose la perte de glace de mer pour l’espèce. Il y a deux hypothèses : 1) les ours pourront s’adapter en se nourrissant de ressources alimentaires terrestres et la perte de glace de mer n’affectera donc pas leur viabilité; 2) l’état corporel des ours se détériorera et la population finira par connaître une baisse si les ours n’ont pas accès à des phoques, qui sont chassés sur la glace. La capacité qu’a l’espèce de consommer une grande variété d’aliments est établie; des CTA et des données scientifiques indiquent que, lorsque les ours se trouvent sur la terre ferme, ils consomment de nombreux aliments terrestres, comme des végétaux, des animaux et des aliments d’origine humaine (Russell, 1975; Derocher et al., 1993b; McDonald et al., 1997; Shannon et Freeman, 2009; Lemelin et al., 2010b; Slavik, 2010; Gormezano et Rockwell, 2013; Joint Secretariat, 2015; York et al., 2015). Le déclin de l’habitat de glace de mer pourrait pousser l’ours blanc vers une utilisation accrue d’aliments terrestres, mais la question est de savoir si cette nourriture soutiendra les ours (Hart et Amos, 2004a; Dowsley, 2005; Keith et Arqviq, 2006; Canadian Wildlife Service, 2009; Dyck et Kebreab, 2009; Kotierk, 2010; Rockwell et al., 2011; Slavik, 2013; Gormezano et Rockwell, 2015; Joint Secretariat, 2015; York et al., 2015).

Les CTA présentent des points de vue variés sur la contribution actuelle et future des sources alimentaires terrestres pour l’ours blanc. Certaines CTA donnent à penser que les ours s’adapteront rapidement (Canadian Wildlife Service, 2009; Joint Secretariat, 2015); par exemple, un chasseur inuit du Labrador a noté que « le nanuk peut s’adapter. S’il trouve un phoque, un petit rorqual ou n’importe quel autre animal mort, il le mangera. Il mange aussi de l’herbe, des baies et du poisson. J’ai déjà vu des ours blancs manger de l’omble. Ils s’adaptent très bien » (York, 2014, p. 185, traduction libre). Un sondage mené auprès de détenteurs de connaissances de l’île de Baffin a révélé que les gens ne s’inquiètent pas de l’avenir de l’ours blanc, en partie parce qu’il ne vit pas exclusivement sur la glace (Kotierk, 2010); « ils restent longtemps sans viande de phoque durant l’été. Ce qu’ils font habituellement en été, c’est marcher le long de la rive et chercher des phoques ou des baleines échoués… et parfois ils mangent des algues » (Joint Secretariat, 2015, p. 101, traduction libre). Dans le nord de la Région marine d’Eeyou (rive est de l’unité de gestion du sud de la baie d’Hudson), le tiers des participants à l’enquête croient que l’ours s’adaptera puisqu’il peut capturer des phoques en eau libre et manger une variété d’aliments terrestres (Laforest et al., 2018). D’autres CTA laissent entendre que les ours ne s’adapteront pas rapidement parce qu’ils dépendent de la graisse de phoque (Kotierk, 2010; Slavik, 2013; Joint Secretariat, 2015; York et al., 2016); à titre d’exemple, un détenteur de connaissances d’Aklavik mentionne que l’« ours blanc a besoin de glace. Il ne peut pas vivre sans glace. La façon dont il chasse le phoque. Le phoque n’ira pas vers lui. Il doit aller vers le phoque pour le chasser. Pour l’avoir, il faut de la glace. Pas de glace : pas de nourriture » (Joint Secretariat, 2015, p. 53, traduction libre). Un chasseur de Gjoa Haven a rapporté qu’« il y a des années, il y avait des icebergs et de la glace pluriannuelle et annuelle, tous mélangés ensemble. Aujourd’hui, il n’y a que de la glace annuelle. Les ours chassent les phoques autour des icebergs et à la lisière de la glace pluriannuelle. Depuis quelques années, il n’y a que de la glace annuelle. La glace disparaît davantage chaque année, et les ours ne restent pas dans l’eau. C’est la raison pour laquelle ils sont moins nombreux dans la région » (Atahaki et Banci, 2001, p. 8, traduction libre).

Malgré la diversité du régime alimentaire de l’ours blanc, les données empiriques tirées d’études scientifiques donnent à penser que l’espèce aura de la difficulté à dépendre seulement d’aliments terrestres (Ramsay et Hobson, 1991; Hobson et Stirling, 1997; Hobson et al., 2009). Les données scientifiques récentes laissent croire que l’ours blanc n’a qu’une capacité limitée de modifier ses habitudes alimentaires (Thiemann et al., 2008b) ou la sélection de son habitat (Wilson et al., 2016) en réponse à des changements environnementaux. L’ours blanc semble être un prédateur très spécialisé de mammifères marins, et sa démographie est étroitement liée à celle de ses proies (Stirling et Øritsland, 1995; Stirling et Lunn, 1997; Pilfold et al., 2015). On a observé des ours blancs nager pour tuer des phoques en eau libre, mais ce n’est pas courant (Furnell et Oolooyuk, 1980; Joint Secretariat, 2015). Dans les régions où la chasse à la baleine, au phoque et au morse est pratiquée régulièrement, l’ours blanc cherche des carcasses échouées, qui peuvent contribuer à l’apport calorique des ours durant la saison libre de glace (Miller et al., 2006; Schliebe et al., 2008), mais les recherches sur les isotopes stables et les acides gras montrent que seule une petite proportion d’ours a accès à des baleines et à des morses (Iverson et al., 2006; Thiemann et al., 2008b, 2011; Galicia et al., 2015). Dans les régions où l’habitat de glace de mer (et donc l’accès aux phoques) a diminué, il n’existe à ce jour aucune donnée scientifique montrant que l’ours blanc a été en mesure de compenser les possibilités d’alimentation perdues par une utilisation accrue d’aliments terrestres (Rode et al., 2015; Sciullo et al., 2016). Les CTA donnent des opinions variées sur la gravité de la dépendance des ours envers les aliments terrestres, mais de nombreuses sources indiquent que l’ours blanc a une très bonne capacité d’adaptation et que ces aliments sont précieux (section Menaces).

Animal curieux à l’odorat très développé, l’ours blanc peut être attiré par les activités humaines et les sources de nourriture anthropiques connexes, à tout moment de l’année (Wilder et al., 2017). Dans les régions où les ours blancs passent la saison libre de glace sur la terre ferme, la proximité spatiale peut accroître leur probabilité d’interactions avec les humains. Les données sur la fréquence, les circonstances et les résultats des interactions entre humains et ours blancs sont peu étoffées ou non à jour dans la plus grande partie de l’aire de répartition de l’espèce (Stenhouse et al., 1988; Clark, 2003; Dyck, 2006). Un total de 73 attaques d’ours blancs sur des humains a été enregistré, et l’augmentation des conflits pourrait s’accentuer si les ours soumis à un stress nutritionnel passent plus de temps sur la terre ferme près des humains (Wilder et al., 2017). Les mâles adultes subissant un stress nutritionnel sont les plus susceptibles d’attaquer les humains (Wilder et al., 2017). Les données tirées de programmes de suivi et de gestion ciblés près de Churchill, au Manitoba, donnent à penser que la fréquence des interactions/conflits est liée aux conditions environnementales, et plus particulièrement à la durée de la période sans glace de mer (Towns et al., 2009). Selon les CTA, les ours de certaines régions se trouvent plus près de la terre ferme, car il y a moins de glace de mer ou à cause de l’emplacement de la zone de dislocation de la banquise côtière et d’autres caractéristiques importantes; par exemple, un chasseur inuit du Labrador observe que « l’ours qui se rapproche de la terre est en quête de nourriture, évidemment. Il va passer plus de temps sur la terre ferme que si nous étions, disons, dans les années 1960 ou 1970. À cette époque, il serait probablement à 50 milles des côtes » (York et al., 2015, p. 53, traduction libre). Compte tenu des changements continus des conditions de glace de mer et de l’augmentation probable de l’activité humaine et de la densité de la population humaine dans le Nord canadien, la fréquence des interactions entre humains et ours blancs pourrait augmenter.

Un déplacement de la répartition des ours vers le nord a été observé par les détenteurs de connaissances dans les régions de la mer de Beaufort et de l’île Banks (Slavik, 2013). Ce déplacement est considéré comme une adaptation à la disponibilité de proies et aux conditions de glace, mais s’il se poursuit, il pourrait aussi être interprété comme une rétraction éventuelle de l’aire de répartition le long des parties sud de celle-ci.

Dispersion et migration

Les ours blancs peuvent migrer vers certains lieux précis en été (Schweinsburg, 1979; Derocher et Stirling, 1990), vers de l’habitat de mise bas (Ramsay et Stirling, 1990; Lone et al., 2012) et le long des rivages vers des zones d’englacement hâtif en automne, ou vers des aires d’alimentation saisonnières (Lemelin et al., 2010b; Fisheries and Oceans Canada, 2011; Joint Secretariat, 2015; York et al., 2015). La répartition saisonnière des ours est influencée par les cycles de gel et dégel de la glace de mer (Ferguson et al., 1998; Mauritzen et al., 2003a; Schliebe et al., 2008). Les migrations et les déplacements des ours blancs sont largement fonction des caractéristiques spatio-temporelles de la formation et de la fonte de la glace de mer (Durner et al., 2009; Cherry et al., 2013, 2016; Sahanatien et al., 2015; Pongracz et Derocher, 2016; NMRWB, 2018). Les facteurs influant sur les déplacements se rapportent aux polynies, aux masses terrestres importantes, aux types de glace, à la répartition des proies, à la présence d’humains, à la fidélité au site et à la répartition des aires de mise bas (Paetkau et al., 1999).

Les migrations sur de longues distances sont courantes chez les populations dont les individus migrent vers la glace de mer pluriannuelle du large (Durner et al., 2009), les migrations étant plus courtes chez les ours qui estivent à terre (Cherry et al., 2013). Dans les régions où la glace de mer fond suivant un cycle annuel, les ours passent jusqu’à plusieurs mois à terre en attendant le retour des glaces. Cela est le plus marqué dans le sud de l’aire de répartition de l’ours blanc au Canada, en particulier à la baie d’Hudson et à la baie James (Stirling et al., 1977; Derocher et Stirling, 1990), au bassin de Foxe et au détroit d’Hudson (Sahanatien et Derocher, 2012; Stapleton et al.,2016), dans l’est de l’île de Baffin (Stirling et al., 1980; Ferguson et al., 1997) et au détroit de Davis (Peacock et al., 2013; NMRWB, 2018). Une fois à terre pour l’été, les ours passent généralement le plus clair de leur temps à se reposer ou, dans le cas des femelles gravides, à prospecter les lieux à la recherche d’un site de tanière potentiel (Knudsen, 1978; Ferguson et al., 1997; Lunn et al., 2004).

La dispersion chez l’ours blanc est mal connue en grande partie parce que peu de subadultes ont été radiopistés. Les travaux de capture-recapture, les registres de chasse, les études de suivi satellitaire et d’autres types de sources montrent que des ours franchissent couramment des frontières entre unités de gestion (Taylor et Lee, 1995; Bethke et al., 1996; Amstrup et al., 2005). Les analyses génétiques apportent un certain éclairage sur les habitudes de dispersion. Les mesures de flux génique entre régions adjacentes laissent croire en l’existence de déplacements sur de longues distances (Paetkau et al., 1995; Crompton, 2005, 2014; Kutschera et al., 2016) (section Structure spatiale et variabilité de la population).

Relations interspécifiques

L’ours blanc est un prédateur de mammifères marins associés aux glaces. Bien que la composition de son régime alimentaire varie dans le temps et l’espace selon la disponibilité de proies (Thiemann et al., 2008b; Galicia et al., 2015), dans l’ensemble de son aire de répartition circumpolaire, son alimentation repose largement sur le phoque annelé (Pusa hispida), le phoque barbu (Erignathus barbatus) et le phoque du Groenland (Pagophilus groenlandicus) (Stirling et Archibald, 1977; Smith, 1980; Derocher et al., 2002; Thiemann et al., 2008b). Les effectifs et la dynamique de population de l’ours blanc sont étroitement liés à ceux du phoque annelé (Stirling et Øritsland, 1995; Hart et Amos, 2004b; Keith, 2005; Joint Secretariat, 2015; York et al., 2015). Là où les conditions environnementales ont eu une incidence négative sur la productivité du phoque annelé, il y a aussi eu baisse du succès d’alimentation, de la natalité et des taux de survie chez l’ours blanc (Stirling et Lunn, 1997; Stirling, 2002; Pilfold et al., 2015). La relation démographique entre les ours blancs et les phoques découle au moins en partie du fait que les ours blancs s’alimentent fortement de jeunes phoques nouvellement sevrés durant leur période printanière d’hyperphagie (Stirling et Archibald, 1977). Cependant, les ours blancs consomment des phoques de tous âges (Pilfold et al., 2012).

Les participants aux collectes de CTA menées à Gjoa Haven, à Cambridge Bay et à Taloyoak ont indiqué que les ours blancs adaptent facilement leurs déplacements aux conditions environnementales et à la répartition de leurs proies (Atatahak et Banci, 2001; Keith et al., 2005).

En plus de phoques annelés et de phoques barbus, l’ours blanc s’alimente dans certaines parties de son aire de répartition de phoques du Groenland et de phoques communs (Phoca vitulina), de morses, de bélugas (Delphinapterus leucas) et de narvals (Monodon monoceros) (voir Thiemann et al. [2008b] et les références y incluses). Le phoque du Groenland est particulièrement important et peut constituer en biomasse la principale proie des ours blancs dans les régions du Labrador et du sud-est de l’île de Baffin (Thiemann et al., 2008b; Galicia et al., 2016). Certains ours blancs de l’ouest de l’Arctique (sud de la mer de Beaufort) s’alimentent en plus sur les carcasses de baleines boréales (Balaena mysticetus) prélevées par des chasseurs de subsistance inupiats, en Alaska (Bentzen et al., 2007; Herreman et Peacock, 2013; Rode et al., 2014).

Le renard arctique (Vulpes lagopus), les loups, le carcajou (Gulo gulo), le Grand Corbeau (Corvus corax), la Mouette blanche (Pagophila eburnea) et peut-être d’autres espèces profitent des carcasses laissées par l’ours blanc, qui  s’alimente préférentiellement de la graisse des phoques (Stirling et McEwan, 1975; Andriashek et al., 1985; Smith, 1980; Derocher et al., 2002; Roth, 2003; Keith et Arqviq, 2006; Joint Secretariat, 2015).

Les ours blancs adultes ne sont habituellement la proie que des humains. Un faible nombre de nouveau-nés peuvent être prélevés par des loups près des tanières de mise bas en milieu terrestre (Ramsay et Stirling, 1984; Derocher et Stirling, 1996; Richardson et Andriashek, 2006), mais il est peu probable que cette prédation ait des conséquences démographiques importantes. Les CTA font état d’au moins deux cas où un ours brun a tué un ours blanc dans l’unité de gestion du nord de la mer de Beaufort (Joint Secretariat, 2015), et d’une mortalité due au morse (DFO, 2011).

Les modifications de la glace de mer dues au climat peuvent altérer les effectifs et la répartition spatio-temporelle d’espèces pouvant interagir avec l’ours blanc. Par exemple, la dislocation plus hâtive de la glace de mer et l’allongement de la période sans glace peuvent accroître le chevauchement temporel entre l’ours blanc et les oiseaux nichant au sol. En s’attaquant aux nids, un nombre assez faible d’ours peut avoir de graves impacts reproductifs et démographiques sur une colonie d’oiseaux (Keith, 2005; Rockwell et Gormezano, 2009; Smith et al.,2010; Fisheries and Oceans Canada, 2011; Hotson, 2014; Iverson et al.,2014; Prop et al.,2015).

La disparition de barrières de glace de mer peut aussi favoriser la venue de nouveaux prédateurs de niveau trophique supérieur dans l’Arctique. Il y a des indices d’interactions indirectes entre l’ours blanc et l’épaulard (Orcinus orca) dans l’Arctique canadien (Galicia et al., 2016). Plus précisément, les ours blancs du nord du bassin de Foxe peuvent tirer de façon opportuniste un supplément alimentaire des carcasses de baleines boréales laissées par les épaulards (Galicia et al., 2016). Il est difficile de prévoir les modifications futures du réseau trophique qui découleront du réchauffement climatique.

La répartition de l’ours brun chevauche celle de l’ours blanc dans les Territoires du Nord-Ouest, au Nunavut dans la région du Kitikmeot, et au Manitoba (Doupe et al., 2007; Rockwell et al., 2008), d’où une possibilité d’interaction entre les deux espèces au printemps sur la banquise côtière et durant la période sans glace le long des côtes. Dans l’unité de gestion du sud de la mer de Beaufort, des ours bruns ont été observés sur la glace de mer en train de chasser de jeunes phoques, et sur le rivage en été à la recherche de carcasses de mammifères marins (Joint Secretariat, 2015; Miller et al., 2015). La plupart des interactions directes ont été observées en été, quand des individus des deux espèces s’alimentaient sur une même carcasse; diverses manifestations comportementales ont été rapportées : tolérance, concurrence, déplacement, agressivité et attaque (Joint Secretariat, 2015; Miller et al.,2015).

Les changements climatiques dans l’Arctique peuvent avoir pour effet de réduire ou d’éliminer des barrières biophysiques présentes de longue date (p. ex. glace de mer pluriannuelle) et de modifier la répartition d’espèces vivant dans l’Arctique ou à proximité. De tels changements peuvent favoriser une hybridation entre espèces antérieurement allopatriques (Kelly et al., 2010). L’hybridation entre ours blanc et ours brun produit une progéniture féconde (Preuss et al., 2009), d’où la possibilité d’une perte de biodiversité par introgression génétique (Pongracz et al.,2017). Dans le parc national Wapusk (situé dans l’unité de gestion de l’ours blanc de l’ouest de la baie d’Hudson), la présence d’ours bruns n’a pas été signalée de 1965 à 1996, puis l’a été sporadiquement jusqu’en 2005 et l’est maintenant annuellement (Rockwell et al., 2008; M. Gibbons, comm. pers., 2018). Des observations récentes (voir p. ex. Doupe et al., 2007; Pongracz et al.,2017) laissent penser que l’ours brun de la toundra (grizzli de Richardson) pourrait être en train d’étendre sa répartition aux îles arctiques du large. Toutefois, on sait que l’ours blanc et l’ours brun produisent des hybrides depuis longtemps (Edwards et al., 2011; Cahill et al., 2015) et aucune information scientifique n’indique que les hybrides deviennent plus communs ou que l’hybridation présente un risque important pour la conservation de l’une ou l’autre espèce. Il a été déterminé que les observations récentes au Canada de huit hybrides d’ours blanc et ours brun sont attribuables à des accouplements d’un seul ours blanc femelle avec deux ours bruns différents (Pongracz et al., 2017); l’hybridation semble être très rare (Joint Secretariat, 2015).

Le principal parasite interne de l’ours blanc est le Trichinella spiralis (ou plus probablement le T. nativa; J. Carney, comm. pers., 2018), que les ours acquièrent en consommant des phoques (DeMaster et Stirling, 1981). Divers pathogènes, comme des Brucella, le Coxiella burnetii, le Toxoplasma gondii, le Francisella tularensis et le Neospora caninum ont été trouvés chez des ours de l’unité de gestion du sud de la mer de Beaufort, mais on ne sait pas très bien si certains d’entre eux sont des espèces nouvelles ou des espèces indigènes qui n’avaient pas encore été détectées (Atwood et al., 2017).

Taille et tendances de la population

Activités et méthodes d’échantillonnage

L’information sur les effectifs et leurs tendances est tirée de deux principaux types de sources, soit les connaissances traditionnelles autochtones (CTA) et des sources scientifiques (section Activités de recherche).

Les connaissances traditionnelles des Premières Nations et des Inuits et l’information locale ont fourni des indications sur les effectifs des populations d’ours blancs en offrant des évaluations qualitatives des densités locales et régionales d’ours blancs fondées sur les expériences individuelles ou collectives des membres des collectivités autochtones, leurs activités de chasse et leurs observations dans les secteurs dans lesquels ils se déplacent (voir p. ex. Henri et al., 2010). Les CTA ont informé les gestionnaires des changements dans les effectifs d’ours blancs avant la mise en œuvre des relevés scientifiques périodiques, par l’entremise des déclarations des prises qui fournissent des données et sont assorties d’échantillons biologiques, et ont contribué de façon importante à la conception des relevés (p. ex. stratification des relevés aériens) (Taylor et al.,2009; Peacock et al.,2012; Stapleton et al.,2016; SWG, 2016; Dyck et al.,2017). Les CTA indiquent que dans l’interprétation des estimations des effectifs, on doit prendre en considération les conditions environnementales qui existaient au moment où les relevés ont été effectués parce que les effectifs d’ours blancs varient annuellement selon les conditions de glace et les effectifs de phoques (voir p. ex. Joint Secretariat, 2015; York et al., 2016). Les tendances communiquées par les détenteurs de CTA se rapportent à la durée de la vie et aux secteurs de chasse des observateurs, et aux observations collectives qui s’étendent sur plusieurs générations.

À ce jour, les estimations des effectifs d’ours blancs ont été effectuées au moyen de méthodes scientifiques appliquées dans les différentes unités de gestion, et non pas à l’échelle de la population canadienne entière (tableau 3). L’effort d’échantillonnage et les méthodes ont varié et reflètent le cadre de gestion de chaque province et territoire. À l’intérieur même des unités de gestion, différentes méthodes ont été utilisées au fil du temps, ce qui complique l’évaluation des tendances des effectifs. Parmi les autres facteurs qui ont influé sur l’existence d’estimations d’effectif, on compte la responsabilité partagée à l’égard d’une unité de gestion, les exigences en matière de données aux fins d’établissement des avis d’exportation non préjudiciable (CITES), les attitudes locales concernant la manipulation physique des ours, et l’utilisation de nouvelles technologies (p. ex. analyses génétiques dans les études de marquage-recapture) et méthodes d’analyse. Les données utilisées pour estimer les effectifs d’ours blancs ont été obtenues par divers moyens : suivi satellitaire, marquage-recapture physique, marquage-recapture génétique, relevé aérien/échantillonnage par distance, et examen des données de récolte d’ours. Chaque source de données et les méthodes d’analyse associées ont leurs forces et leurs faiblesses pour l’estimation des effectifs, l’évaluation des tendances et la détermination de l’état des populations.

Tableau 3. Tendance de l’effectif pour les 14 unités de gestion canadiennes de l’ours blanc selon les estimations récentes et celles obtenues il y a de une à trois générations
Unité de gestion Estimation de l’effectif il y a 3 générations (= 1982) (IC à 95 %)d [année de relevé] Estimation de l’effectif il y a 2 générations (= 1994) (IC à 95 %) [année de relevé] Estimation de l’effectif il y a 1 génération (= 2006) (IC à 95 %) [année de relevé] Estimation de l’effectif récentee (IC à 95 %) [année de relevé] Pourcentage de changement (en fonction des périodes générationnelles, selon la méthodologie du COSEPAC) Méthode de relevé (MRP = marquage-recapture physique; MRG = marquage-recapture génétique)
Bassin arctique Pas de donnéesf Pas de données Pas de données Pas de données n. d.g Aucune
Sud de la mer de Beaufort 1 800 (1 300-2 500) [1983] Pas de données 1 526 (1 211-1 841) [2006; mais données de 2001-2006] ~900 (606-1 212) [2010; mais données de 2001-2010] - 50 (3 gén.) - 41 (1/2 gén.) Ou « n. d. » si le relevé de 2010 n’est pas utilisé MRP; les relevés sont comparables
Nord de la mer de Beaufort 867 (726-1 008) [1986] Pas de données 980 (825-1 135) [2006; mais données de 2000-2006] Pas de données n. d. MRP dans les deux cas
Détroit du Vicomte-Melville Pas de données 161 (93-229) [1992] Pas de données Pas de données n. d. MRP
Détroit de M’Clintock 700 [1978] Pas de données 284 (166-402) [2000] Pas de données n. d. MRP
Golfe de Boothia Pas de données Pas de données 1 592 (870-2 314) [2000] Pas de données n. d. MRP
Détroit de Lancaster 1 031 (795-1 267) [1979] 2 541 (1 759-3 323) [1997] Pas de données Pas de données n. d. MRP; pas de données et non comparables à cause d’un changement de zone d’étude
Baie Norwegian Pas de données 203 (115-291) [1997] Pas de données Pas de données n. d. MRP
Bassin de Kane  Pas de données 224 (94-234) [1995-1997]   357 (221-493) [2014] n. d. 1re estimation = MRP, 2e est. = MRP et MRG; SWG (2014) indique que les estimations ne sont pas comparables à cause de protocoles d’échantillonnage différents
Baie de Baffin Pas de données 2 173 (1 252-2 093) [1997] 2 047 (1 542-2 606) [2005] 2 826 (2 059-3 593) [2013] n. d. 1re est. = MRP, 2e est. = MRG et MRP, 3e est. = MRG; différences de plan d’échantillonnage, de couverture spatiale et de conditions environnementales
Détroit de Davis 900 [1980] Pas de données Pas de données 2 158 (1 833-2 542) [2007] n. d. 2e est. = MRP; 1re est. = MRP mais la somme de deux estimations distinctes; données non comparables
Bassin de Foxe Pas de données 2 197 (e.‑t. =260) [1994] 2 300 (1 780-2 820) [2004] 2 585 (2 096-3 189) [2010] n. d. 1e est. = MR (avec tétracycline comme biomarqueur), 2e est. fondée sur les CTA 3e est. = relevé aérien; études non comparables (méthodes toutes différentes)
Ouest de la baie d’Hudson 1 194 (1 020-1 368) [1987] 1 233 (823-1 643) [1994] 935 (794-1 076) [2005] 842 (562-1 121) [2016] En 2011, estimation par relevé aérien : 1 030 (745-1 406) Estimations additionnelles en 2011 : 949 et 806 (voir le texte) n. d.   ? (changement de -18, -11, +4 % sur 1/2 gén. mais chevauchement des intervalles de confiance) Trois premières estimations fondées sur MRP; 4e est. = relevé aérien. Dernière étude non comparable aux trois autres; méthodologie et zones d’études différentes. 2011 et 2016 sont comparables
Sud de la baie d’Hudson 641 (401-881) [1986] Pas de données 681 (401-961) [2005] 780 (590-1 029) [2016] En 2012, estimation par relevé aérien : 943 (658-1 350) n. d.   ? (-17 sur ½ gén. mais chevauchement des intervalles de confiance) Deux premières études = MRP, deux dernières = relevé aérien; 3e et 4e estimations non comparables aux 1re et 2e; 2012 et 2016 sont comparables
EFFECTIF MINIMUM (plage)h {nombre d’unités}i 7 133 (5 842-8 624) {7} 8 732 (6 073-10 339) {7} 12 503 (9 422-15 295) {9} 10 448 (7 967-13 177) {7} n. d. Sans objet

d L’information sur les sources des données est présentée dans la section Effectif et tendances par unité de gestion.

e ‘Les estimations dites « récentes » reposent sur des relevés menés durant la toute dernière période générationnelle (11,5 ans; après 2007).

f Pas de résultats de relevé, ou pas de relevé réalisé autour (maximum de sept ans) de l’année définissant la période générationnelle.

g Le pourcentage de changement est obtenu par comparaison de l’estimation la plus récente avec les estimations pour les générations précédentes, dans les cas où des données existent et les méthodes de relevé sont comparables (voir le texte pour obtenir des précisions).

h La plage de valeurs n’est pas l’intervalle de confiance pour le total, mais la somme des données d’erreur-type ou d’intervalle de confiance pour les différentes unités de gestion.

i Nombre total d’unités pour lesquelles existent des données pour la période générationnelle concernée.

Les tendances de population fondées sur les CTA, les connaissances locales ou les méthodes scientifiques diffèrent souvent (voir plus bas la section sur les tendances par unité de gestion, et le tableau 4). Par exemple, l’effectif d’ours blancs rapporté par les Inuits pour la baie de Baffin dans les années 2000 était supérieur à celui tiré des évaluations scientifiques. L’information provenant de trois collectivités de la baie de Baffin (Pond Inlet, Clyde River et Qikiqtarjuaq) indique que les chasseurs et les résidents ont signalé davantage d’ours blancs à terre et autour des collectivités au début des années 2000 que de 10 à 15 ans auparavant (Dowsley, 2005). Les rencontres d’ours ont augmenté, particulièrement à Pond Inlet et à Clyde River, tout comme les inquiétudes en ce qui concerne la sécurité des personnes et les dommages à la propriété (Dowsley et Taylor, 2006). Sur la base des CTA des collectivités indiquant une augmentation du nombre d’ours, le gouvernement du Nunavut, par exemple, a fait passer son quota de chasse pour la baie de Baffin de 64 à 105 ours en décembre 2004, puis plus tard à 178 ours. Une estimation accrue de l’effectif en 2013 a résulté en un taux de récolte de 160 animaux.

Tableau 4. Indices de tendance de population et tendance rapportée pour la dernière période générationnelle (environ 11,5 ans) pour les 14 unités de gestion canadiennes de l’ours blanc. Toute l’information apparaissant dans les colonnes situées à droite de la ligne double est tirée de PBTC (2018) Codes de tendance pour les colonnes situées à gauche de la ligne double : diminution (D); stable (S); augmentation (A); inconnue (I). Codes de tendance pour les colonnes situées à droite de la ligne double : incertaine (I); réduction (R); réduction probable (RP); diminution probable (DP; = RP); stable (S); probablement stable (PS); augmentation probable (AP); augmentation (A)
Unité de gestion Tendance concernant l’état corporelj,k Tendance concernant la reproductionj,k Tendance concernant les conflits ours-humainsj,k Tendance historique
(depuis 1973)l
Tendance selon les CTA (CET)m Tendance récente rapportée
(15 dernières années)n
Tendance future
(sur 10 ans)o
Bassin arctique Pas de données Pas de données Pas de données Pas de données Pas de données Pas de données Pas de données
Sud de la mer de Beaufort D D A I S DP DP
Nord de la mer de Beaufort I S A PS S PS PS
Détroit du Vicomte-Melville I I I RP A I I
Détroit de M’Clintock I I I RP S I I
Golfe de Boothia I I I PS A I I
Détroit de Lancaster I I A PS A I I
Baie Norwegian I I I I S I I
Bassin de Kane A S I RP A A PS
Baie de Baffin D D A I S PS I
Détroit de Davis D D A AP A AP DP
Bassin de Foxe I S A S A S PS
Ouest de la baie d’Hudson D D A RP A DP DP/Ip
Sud de la baie d’Hudson D S A RP A, S DP DP/Ip

j Sources pour les tendances concernant l’état corporel, la reproduction et les conflits ours-humains et pour les tendances récentes rapportées :
Sud de la mer de Beaufort : Regehr et al. (2007), Hunter et al. (2010), Bromaghin et al. (2015);
Nord de la mer de Beaufort : Stirling et al. (2011);
Détroit du Vicomte-Melville : Taylor et al. (2002);
Détroit de M’Clintock : Taylor et al. (2006a);
Golfe de Boothia : Taylor et al. (2009);
Détroit de Lancaster : Taylor et al. (2008b);
Baie Norwegian : Taylor et al. (2008b);
Bassin de Kane : SWG (Scientific Working Group to the Canada-Greenland Joint Commission on Polar Bear) (2016);
Baie de Baffin : SWG (Scientific Working Group to the Canada-Greenland Joint Commission on Polar Bear) (2016);
Détroit de Davis : Peacock et al. (2013);
Bassin de Foxe : Stapleton et al. (2015);
Ouest de la baie d’Hudson : Dyck et al. (2017), Towns et al. (2009);
Sud de la baie d’Hudson : Obbard et al. (2006, 2015, 2017).

k Sources pour les tendances concernant l’état corporel, la reproduction et les conflits ours-humains et pour les tendances selon les CTA :
Sud de la mer de Beaufort : Hart et Amos (2004), Slavik et al. (2009), Canadian Wildlife Service (2010), Joint Secretariat (2015);
Nord de la mer de Beaufort : Slavik et al. (2009), Canadian Wildlife Service (2010), Joint Secretariat (2015);
Détroit du Vicomte-Melville : Canadian Wildlife Service (2010), Joint Secretariat (2015);
Détroit de M’Clintock : Atatahak et Banci (2001), Keith et al. (2005);
Détroit de Lancaster : Canadian Wildlife Service (2009), Fisheries and Oceans Canada (2001);
Baie de Baffin : Dowsley (2005, 2007), Fisheries and Oceans Canada (2011), Brown et Fast (2012);
Détroit de Davis : Katavik Regional Government (2010), Kotierk (2010), Fisheries and Oceans Canada (2011), Brown et Fast (2012), York et al. (2015);
Bassin de Foxe : McDonald et al. (1997), Fisheries and Ocean Canada (2011);
Ouest de la baie d’Hudson : McDonald et al. (1997), Nirlungayak et Lee (2009), Fisheries and Oceans Canada (2011), Brown et Fast (2012), Dyck et al. (2017);
Sud de la baie d’Hudson : McDonald et al. (1997), Makavik Corporation (2001), Kativak Regional Government (2010), Fisheries and Oceans Canada (2011), York (2014), NMRWB (2018).

l Les tendances historiques sont fondées sur un regroupement de CTA et d’estimations de population remontant à la signature de l’Accord de 1973 sur la conservation des ours blanc (polaires). Les renseignements associés aux notations 3 à 7 sont tirés du rapport de 2018 du Comité technique de l’ours blanc.

m Les tendances selon les connaissances traditionnelles autochtones (CTA) et connaissances écologiques traditionnelles (CET) sont fondées sur un regroupement d’indices concernant les conflits ours-humains, l’état corporel des ours et les observations d’ours se rapportant aux 15 dernières années; il s’agit donc de tendances sur une génération.

n Les tendances rapportées (aussi appelées « scientifiques ») sont fondées sur un regroupement d’estimations de population récentes (tableau 3) et d’indices concernant l’état corporel et la reproduction des ours se rapportant à des périodes variées mais, de façon générale, aux 15 dernières années; il s’agit donc de tendances sur une génération.

o Les tendances futures sont des prévisions de l’évolution des effectifs à partir du présent (2017) jusque dans 10 ans.

p « Diminution probable » selon les données scientifiques; « Incertaine » selon les connaissances écologiques traditionnelles.

Les études concernant les CTA réalisées au cours des dernières décennies ont montré que les détenteurs de connaissances ont rapporté des accroissements des observations et des rencontres d’ours blancs. Bien que certains de ces signalements soient clairement attribuables à des accroissements réels du nombre d’ours, d’autres pourraient s’expliquer autrement, par exemple par des changements de répartition résultant localement en une hausse des observations ou des effectifs. Les observations locales d’effectifs accrus pourraient être dues à la présence d’un plus grand nombre d’ours ou à un biais d’observation si les personnes se déplacent sur de plus grandes distances ou si les ours passent plus de temps près des collectivités. Les déplacements des ours à l’intérieur des terres durant l’été se sont accrus dans certaines régions (Keith et Arqviq, 2006; Lemelin et al.,2010b; Slavik, 2010; York et al.,2015). Par exemple, les Inuits ont rapporté que durant la période d’eau libre, des ours sont aperçus beaucoup plus profondément dans le détroit d’Éclipse, le long des fjords et des bras de mer, où l’espèce n’était pas observée auparavant (Dowsley, 2005; York et al.,2015). En outre, les trois collectivités de la baie de Baffin ont rapporté des impacts des changements climatiques sur la glace de mer, comme une moins forte présence de glace de rive et d’icebergs et un amincissement de la glace, impacts qui, selon certaines personnes (5 sur les 12 qui ont abordé la question), pourraient contribuer à des modifications de la répartition des ours blancs (Dowsley, 2005; Dowsley et Taylor, 2006). Selon les CTA, il se pourrait qu’il y ait eu accroissement de la population de l’unité de gestion du bassin de Foxe (McDonald et al., 1997). Par exemple, à l’île Southampton, il est souvent arrivé aux chasseurs d’atteindre leur quota de chasse en quelques jours (McDonald et al., 1997). Une hypothèse non vérifiée qui a été avancée pour expliquer cette observation est que les courants océaniques de la région étant aujourd’hui plus faibles, les ours pourraient se répartir plus uniformément sur la glace au milieu de l’hiver plutôt que rester concentrés à l’embouchure du détroit d’Hudson (McDonald et al., 1997). Les chasseurs inuits et les résidents interrogés à Igloolik ont attribué l’accroissement des observations d’ours blancs à une augmentation de la population (Henri, 2012).

L’efficacité du recours aux CTA et aux méthodes scientifiques est difficile à mesurer, mais certaines études ont tenté d’évaluer ces deux sources de savoir. Pour l’unité de gestion de l’ouest de la baie d’Hudson, Regehr et al. (2007) ont conclu qu’il y a eu baisse du nombre d’ours dans la section manitobaine, mais selon les détenteurs de connaissances locales, il y aurait plutôt eu déplacement d’ours vers le nord le long de la côte du Kivalliq, au Nunavut (Peacock et Taylor, 2007). Pour trancher la question, le gouvernement du Nunavut a mené un relevé des ours par marquage-recapture sur un vaste territoire (de Churchill à Chesterfield Inlet) pour déterminer si les ours étaient nombreux le long de la côte du Kivalliq durant l’été (Peacock et Taylor, 2007). Un total de 25 ours ont été capturés durant le relevé de trois jours, résultat similaire à l’estimation de densité de Regehr et al. (2007). Des relevés aériens subséquents ont reconfirmé qu’il n’y avait pas eu modification de la répartition et qu’en été, la plupart des ours (environ 95 %) se trouvent au Manitoba et non le long de la côte du Nunavut (Dyck et al., 2017). Cependant, le recours au savoir local a permis d’obtenir un tableau plus complet de la répartition, et une meilleure connaissance de l’abondance relative.

En somme, il n’y a pas consensus entre les CTA et l’approche scientifique quant à savoir si l’accroissement des observations d’ours blancs est attribuable à une augmentation des effectifs.

Abondance , fluctuations et tendances

Effectif et tendances par unité de gestion

Les tendances de population sont présentées séparément pour chaque unité de gestion parce que tous les relevés, activités de recherche et mesures de gestion (p. ex. quota de chasse) se rapportent à l’échelle de l’unité de gestion. La mesure dans laquelle les données des différentes unités de gestion reflètent les tendances de la population canadienne est incertaine parce qu’il y absence de données pour la dernière ou les deux dernières générations pour de nombreuses unités, et dans les cas où des relevés existent, la comparaison de leurs résultats entre générations est souvent impossible en raison d’une différence de méthodologie. Des sommaires traitant de l’effectif total et des tendances générales sont présentés à la suite de la section sur les différentes unités de gestion.

Bassin arctique

Il n’y a pas d’information sur l’effectif d’ours blancs pour cette unité de gestion. On pense que la densité d’ours y est faible et que la plupart des ours n’y sont que de passage (COSEWIC, 2008; IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, 2010), mais aucune estimation n’est présentée dans les rapports de l’UICN ou du Groupe de spécialistes de l’ours blanc.

Sud de la mer de Beaufort

Les ours blancs de l’unité de gestion du sud de la mer de Beaufort se répartissent entre le Canada et l’Alaska. La limite orientale de cette unité de gestion a été déplacée en 2013-2014 de 200 km vers l’ouest (figure 1). Ce déplacement a été effectué parce que les CTA indiquaient qu’il y avait mélange d’ours (Joint Secretariat, 2015, 2017), confirmé par l’analyse de données de suivi satellitaire se rapportant à des femelles et recueillies dans la période 1985–2003, analyse qui a révélé que les femelles localisées près de Tuktoyaktuq provenaient pour la moitié de l’unité de gestion du sud de la mer de Beaufort et pour l’autre moitié de l’unité du nord de la mer de Beaufort (Armstrup et al., 2005; Stirling et al., 2011).

En raison de ce déplacement de limite, il existe deux estimations de population. L’estimation avec la frontière originale est de 900 ours (IC à 90 % : 606-1 212) pour 2010, sur la base d’analyses de données de marquage-recapture physique recueillies dans la période 2001-2010 (Bromaghin et al., 2015). On soupçonnait que cette estimation de 2010 était inférieure à celles du passé pour cause de variabilité annuelle des conditions de glace, donnant lieu à une variation de la densité d’ours, et que les ours se déplaçaient vers l’unité de gestion du nord de la mer de Beaufort en raison des conditions de glace (PBTC, 2018). Sur la base de ces soupçons, on a effectué une deuxième estimation, s’élevant à 1 215 ours (pas d’intervalle de confiance), en réanalysant les données de marquage-recapture physique de la période 2001–2006 et en appliquant les résultats à la nouvelle division spatiale des unités (Griswold et al.,2010). Un total de 311 ours ont été retirés de l’estimation pour l’unité du sud de la mer de Beaufort et ajouté à l’estimation pour l’unité du nord de la mer Beaufort (Joint Secretariat, 2017).

Au Canada, la récolte historique d’ours dans cette unité a été relativement faible. Il y a eu accroissement de la chasse à la fin des années 1950 en raison d’une hausse du prix des fourrures; cependant, au milieu des années 1970, les chasseurs d’Aklavik et d’Inuvik prenaient des ours blancs seulement au gré des circonstances durant des chasses visant d’autres espèces (Usher, 1976). Des chasseurs de Tuktoyaktuq se souviennent avoir chassé des ours blancs à cette époque dans la région du cap Bathurst. Certains chasseurs de Tuktoyaktuq et d’Aklavik disent qu’ils voient moins d’ours et d’autres autant d’ours que dans le passé. La récolte totale autorisée est de 56 ours/an (21 au Canada et 35 aux États-Unis), et le prélèvement en 2016-2017 a été de 18 ours (tableau 5).

Tableau 5. Prélèvement annuel d’ours blancs découlant de la mortalité due à la chasse, à la protection de la vie humaine ou de la propriété, à la recherche ou aux substances toxiques, et prélèvements potentiels maximums autorisés sous divers régimes de récolte. Source : PBTC (2018)
Unité de gestion Prélèvement annuel
(moyenne sur 5 ans)
Prélèvement
(2016-2017)
Prélèvement potentiel maximum
(2016-2017)q
Sud de la mer de Beaufort 28,6 18 21
Nord de la mer de Beaufort 41,2 40 70
Détroit du Vicomte-Melville 4,4 3 7
Détroit de M’Clintock 6,4 10 12
Golfe de Boothia 62 61 74
Détroit de Lancaster 85 78 85
Baie Norwegian 2 1 4
Bassin de Kane 5,6 5 5
Baie de Baffin 130,4 138 65 (+67 au Groenland)
Détroit de Davis 96,6 74 r 73 r
Bassin de Foxe 103,4 99 r 123 r
Ouest de la baie d’Hudson 27,2 21 s 28 s
Sud de la baie d’Hudson 41,6 27 r,t 43 r,t

Total prélèvement (2016-2017) = 575 r,s,t
Prélèvement potentiel maximum (2016-2017)q = 610 r,s,t

q Pour certaines unités, la récolte est partagée entre pays; seule la part canadienne est indiquée.

r N’inclut pas un nombre inconnu de prises de chasse ou d’abattages pour protection de la vie humaine ou de la propriété au Québec.

s N’inclut pas un nombre inconnu d’abattages pour protection de la vie humaine ou de la propriété au Manitoba.

t N’inclut pas un nombre inconnu de prises de chasse ou d’abattages pour protection de la vie humaine ou de la propriété en Ontario.

Le présent rapport de situation ne fait appel qu’à des estimations qui couvrent la même zone de relevé au fil du temps. Sur la base des relevés réalisés par Armstrup et al. (1986), Regehr et al. (2007) et Bromaghin et al. (2015), et de l’utilisation par le COSEPAC de périodes générationnelles aux fins d’établissement des tendances de population, il appert que la population est en baisse. Les estimations de population pour cette unité de gestion ont été de 1 800 ours en 1983 (IC à 95 % : 1 300–2 500) (Amstrup et al., 1986), de 1 526 (IC à 95 % : 1 211–1 841) en 2006 (Regehr et al., 2007) et, plus récemment, de 900 (IC à 95 % : 606 – 1 212) en 2010 (Bromaghin et al., 2015). Il y aurait donc eu baisse de 50 % sur trois générations (de 1983 à 2010) et de 41 % sur une demi-génération (de 2006 à 2010). Ces estimations étaient toutes fondées sur des données de marquage-recapture physique et sont donc comparables. Bromaghin et al. (2015) a observé dans la période 2001–2006 une baisse de l’effectif, lequel est par la suite demeuré stable dans la période 2008–2010. Cette étude a révélé un faible taux de survie dans la période 2004–2006, qui a donné lieu à une baisse de population de 25–50 %, l’intervalle de confiance des estimations de baisses d’effectif étant toutefois étendu. Il y a eu baisse du taux de survie des femelles, des probabilités de reproduction et de l’effectif en relation avec un accroissement des nombres de jours sans glace dans la période 2001–2005 (Hunter et al., 2010; Regehr et al., 2007). Une modélisation stochastique réalisée pour cette unité de gestion prévoyait des baisses d’effectif (Hunter et al., 2010). Les tendances concernant l’état corporel et la reproduction étaient dans les deux cas une « diminution », et la tendance concernant les conflits humains-ours était une « augmentation » (tableau 4).

Les critiques à l’égard des estimations de Bromaghin et al. (2015) sont telles que les deux tendances pouvant être calculées à partir de ces estimations ne sont pas incluses dans certains rapports (p. ex. Joint Secretariat, 2017), alors que d’autres rapports (p. ex. PBTC, 2018) présentent les deux tendances. Si les estimations de Bromahgin et al. (2015) ne sont pas utilisées dans le calcul de la tendance sur la base des périodes générationnelles, alors les seules estimations comparables sont de 1 800 ours en 1983 (IC à 95 % : 1 300–2 500) (Amstrup et al., 1986) et de 1 526 ours (IC à 95 % : 1 211–1 841) en 2006 (Regehr et al., 2007), ce qui correspond à une baisse de 15 % sur deux générations (1983–2006), mais les intervalles de confiance se chevauchent et la différence n’est pas statistiquement significative.  En outre, pour assurer la cohérence de l’ensemble des résultats de tendance du rapport de situation, on peut considérer que la tendance pour cette unité de gestion est inconnue étant donné que l’estimation de 2006 repose sur des données remontant à plus d’une génération. L’estimation de Griswold et al. (2010) ne peut être utilisée parce qu’elle couvre une zone d’étude différente.

Le consensus parmi les chasseurs est que l’effectif de cette unité de gestion est stable (Slavik et al., 2009; Joint Secretariat, 2015; PBTC, 2018). Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique (depuis 1973) est « incertaine », la tendance selon les CTA est que l’effectif est « stable », la tendance récente selon les données scientifiques est une « diminution probable », et la tendance future (10 prochaines années) est « une diminution probable ».

En résumé, le rapport du COSEPAC présente les deux tendances pouvant être calculées avec l’estimation de Bromaghin et al. (2015), soit une baisse de 50 % sur trois générations et une baisse de 41 % sur une demi-génération, mais présente aussi l’alternative qu’une tendance considérée comme récente aux fins du présent rapport de situation ne peut être établie, pour des raisons de méthodologie scientifique; en outre, le rapport indique que selon les CTA, l’effectif est « stable » ou présente une tendance « incertaine ».

Nord de la mer de Beaufort

L’estimation moyenne de l’effectif de l’unité de gestion du nord de la mer de Beaufort est de 980 ours (IC à 95 % : 825–1 135) selon des données de marquage-recapture physique recueillies dans la période 2000–2006 (Stirling et al., 2011). Cette estimation n’est pas considérée comme récente dans le présent rapport de situation parce qu’elle remonte à plus d’une génération.

Une réanalyse des données de marquage-recapture pour la période 1972–2006 n’a pas révélé de changement de l’effectif moyen par décennie : l’estimation pour 1972–1979 était de 867 ± 494 (IC à 95 %), celle pour 1985–1989 était de 857 ± 482, et l’estimation de 2006 était de 1 004 ± 504 (Stirling et al., 1988; Stirling et al., 2011). La première estimation de l’effectif aux fins de gestion a été de 1 200 ours (Amstrup et al., 1986; Stirling, 2002). Cette unité de gestion a connu une tendance à la hausse dans les années 1970 après la chasse excessive des années 1960 (Stirling et al., 2011). Des années 1980 aux années 2000, l’effectif a continué d’augmenter lentement et il pourrait maintenant être stable (Canadian Wildlife Service, 2009; Joint Secretariat, 2015; Griswold et al.,2017). Stirling et al.(2011) ont indiqué que la population devrait connaître une baisse étant donné la tendance continue au réchauffement climatique. Dans une entrevue menée en 2001 dans le cadre du projet relatif à la tradition orale de Paulatuuq, un aîné a affirmé que la population d’ours blancs de la région était demeurée stable des années 1970 aux années 2000 (Parks Canada, 2004). Les connaissances locales plus récentes laissent croire que l’effectif de cette unité de gestion demeure stable ou pourrait être en augmentation (Slavik et al., 2009; Joint Secretariat, 2015). L’absence de données de population depuis 2006 fait qu’on ne peut effectuer une évaluation scientifique de la tendance. La récolte totale autorisée est de 77 ours/an pour l’unité de gestion telle que redessinée après modification de sa frontière avec l’unité du sud de la mer de Beaufort, et 40 ours ont été prélevés en 2016-2017 (PBTC, 2018).

Le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2016) a rapporté une estimation de l’effectif de 1 291 ours (sans intervalle de confiance) aux fins de gestion de la récolte, en tenant compte de la modification en 2014-2015 de la limite occidentale de l’unité de gestion et en se basant sur une nouvelle analyse des données de marquage-recapture physique de la période 1971–2006 (Griswold et al.,2010), qui a ajouté à l’effectif de l’unité 311 ours. L’estimation utilisée aux fins de gestion est augmentée à 1 710 ours, sur la base du fait que les parties nord de l’unité ne seraient pas bien couvertes par les relevés (Joint Secretariat, 2017).

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause du manque de données récentes. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est que l’effectif est demeuré « probablement stable », la tendance selon les CTA est que l’effectif est « stable », et la tendance récente selon les données scientifiques et la tendance future sont dans les deux cas un effectif demeurant « probablement stable » (tableau 4). La tendance concernant l’état corporel est « inconnue », la tendance concernant la reproduction est que celle-ci est « stable », et les conflits ours-humains sont en « augmentation » (tableau 4).

Détroit du Vicomte-Melville

Il n’existe pas de données scientifiques récentes pour l’unité de gestion du détroit du Vicomte-Melville. L’estimation la plus récente, réalisée il y a 26 ans sur la base de données de marquage-recapture physique recueillies dans la période 1974-1992, est de 161 ours (IC à 95 % : 93-229) (Taylor et al., 2002). Une étude de marquage-recapture physique couvrant trois années récentes (2012-2014) a été réalisée, mais l’estimation plus à jour qui en sera tirée n’est pas encore disponible.

Dans les années 1970, l’effectif et la productivité des ours blancs du détroit du Vicomte-Melville ont été surestimés, ce qui a donné lieu à une récolte largement excessive durant les années 1980 et le début des années 1990 (p. ex. le taux de récolte moyen dans la période 1985–1990 a été de 19,6 ours/an) (Kingsley et al., 1985). On considère que cette unité de gestion présente une faible densité d’ours blancs par rapport à d’autres unités, en raison de la prédominance d’habitat de glace pluriannuelle et des faibles densités de phoques annelés (Furnell et Schweinsburg, 1984). L’adoption de mesures de limitation de la chasse (1994–1999) et de taux de récolte totaux autorisés prudents (4 ours/an dans la période 1999–2004; 7 ours/an depuis 2014; PBTC, 2018) pourrait avoir permis une augmentation de l’effectif (Joint Secretariat, 2015). La récolte totale autorisée est de 7 ours/an, et 3 ours ont été prélevés en 2016-2017 (tableau 5).

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause du manque de données récentes. Les CTA indiquent que la population de cette unité de gestion est stable, et pourrait même être en augmentation (Canadian Wildlife Service, 2010; Joint Secretariat, 2015). Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est une « réduction probable », la tendance selon les CTA est une « augmentation », et la tendance récente selon les données scientifiques et la tendance future sont dans les deux cas « incertaine » (tableau 4). Les tendances concernant l’état corporel, la reproduction et les conflits ours-humains sont dans les trois cas « inconnue » du fait que les données sont limitées (tableau 4).

Détroit de M’Clintock

Il n’existe pas de données scientifiques récentes pour l’unité de gestion du détroit de M’Clintock. L’estimation la plus récente, réalisée il y a 18 ans sur la base de données de marquage-recapture physique recueillies sur huit ans dans la période 1992-2000, est de 284 ours (IC à 95 % : 166-402) (Taylor et al., 2006a). Une étude triennale de marquage-recapture génétique s’est terminée en 2016, mais l’estimation plus à jour qui en sera tirée n’est pas encore disponible.

On ne peut établir une tendance fondée sur des connaissances scientifiques en raison du manque de données récentes. Au milieu des années 1970, dans le cadre d’une étude de marquage-recapture physique menée sur six ans et couvrant la majeure partie du détroit de M’Clintock et du golfe de Boothia, l’effectif total dans la zone d’étude a été estimé à 1 100 ours (Furnell et Schweinsburg, 1984; Taylor et al., 2006a). L’effectif pour l’unité du détroit de M’Clintock y était estimé à 900 ours, mais cette estimation a été réduite à 700 ours parce que les chasseurs inuits étaient d’avis que l’estimation de 900 animaux était trop élevée et que le niveau de récolte (moyenne de 34 ours/an dans la période 1976–1999) n’était pas soutenable (Atatahak et Banci, 2001; Keith, 2005). Les unités de gestion distinctes du détroit de M’Clintock et du golfe de Boothia ont plus tard été établies sur la base des déplacements de femelles adultes radiopistées par satellite, des récupérations de marques d’ours récoltés, et des CTA concernant la manière dont les conditions locales influent sur les déplacements des ours (Taylor et Lee, 1995; Taylor et al., 2001).

Taylor et al.(2006a) ayant rapporté que l’effectif d’ours blancs de cette unité de gestion avait diminué (taux de croissance de 0,946 ± 0,038), un moratoire sur la chasse a été promulgué pour 2001-2002 (Taylor et al., 2006a). La chasse a reprise en 2004-2005, la récolte totale autorisée ayant été fixée à 3 ours/an. En 2015, la récolte totale autorisée a été augmentée à 12 ours/an pour la saison de chasse 2015-2016 (PBTC, 2016), et 10 ours ont été prélevés en 2016-2017 (tableau 5).

Il y a consensus entre les CTA colligées et les résultats scientifiques, à savoir que l’effectif est faible en raison de la chasse excessive. Les chasseurs de Gjoa Haven ont rapporté que le nombre d’ours près de leur collectivité a diminué durant les 30 années qui ont précédé les années 2000 (Keith et al., 2005). Les autres endroits pour lesquels des baisses d’effectif ont été rapportées comprennent les îles Royal Geographical Society, la baie Paisley, le nord de l’île King William, l’île Gateshead, le détroit de Larsen et le détroit de M’Clintock lui-même (Atatahak et Banci, 2001). Les Inuits ont laissé entendre qu’il n’y aurait plus d’ours blancs dans la région du golfe Queen Maud (Keith et al., 2005). Les chasseurs inuits ont aussi rapporté un baisse de l’effectif de mâles adultes dans le détroit de M’Clintock, mais que des mâles de bonne taille sont présents plus au nord (Atatahak et Banci, 2001; Keith et al., 2005).

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause du manque de données récentes. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance selon les CTA est que l’effectif est « stable », et la tendance récente selon les données scientifiques et la tendance future (10 ans) sont dans les deux cas « incertaine » (tableau 4). Les tendances concernant l’état corporel, la reproduction et les conflits ours-humains sont dans les trois cas « inconnue » du fait que les données sont limitées (tableau 4).

Golfe de Boothia

Il n’existe pas d’estimation scientifique récente de l’effectif de l’unité de gestion du golfe de Boothia. L’estimation la plus récente, réalisée il y a 18 ans sur la base de données de marquage-recapture physique recueillies dans la période 1976-2000, est de 1 592 ours (IC à 95 % : 870–2 314); il a été estimé que les taux de survie et de recrutement étaient relativement élevés (Taylor et al.,2009). Une étude triennale de marquage-recapture génétique est en cours, ses résultats étant à venir.

Au milieu des années 1970, dans le cadre d’une étude de marquage-recapture physique menée sur six ans et couvrant la majeure partie du détroit de M’Clintock et du golfe de Boothia, l’effectif total dans la zone d’étude a été estimé à 1 100 ours (Furnell et Schweinsburg, 1984). À partir de ces travaux, il a été estimé que le golfe de Boothia abritait 300 ours (Taylor et al., 2009). Les gestionnaires ont accepté l’opinion des Inuits suivant laquelle cette estimation était trop basse et l’ont portée à 900 ours dans les années 1990. À la fin des années 1990, l’unité de gestion du golfe de Boothia a été établie en tant qu’unité distincte de celle du détroit de M’Clintock, sur la base des déplacements de femelles adultes radiopistées par satellite, des récupérations de marques d’ours récoltés, et des CTA concernant la manière dont les conditions locales influent sur les déplacements des ours (Taylor et Lee, 1995; Taylor et al., 2001). En 2005, l’effectif de l’unité de gestion a été jugé en augmentation et la récolte totale autorisée a été augmentée à 74 ours/an, taux en vigueur depuis (tableau 5).

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause du manque de données récentes. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est que l’effectif est demeuré « probablement stable », la tendance selon les CTA est une « augmentation », et la tendance récente selon les données scientifiques et la tendance future sont dans les deux cas « incertaine » (tableau 4). Les tendances concernant l’état corporel, la reproduction et les conflits ours-humains sont dans les trois cas « inconnue » du fait que les données sont limitées (tableau 4).

Détroit de Lancaster

Il n’existe pas d’estimation récente de l’effectif de l’unité de gestion du détroit de Lancaster. Il existe une ancienne estimation de 2 541 ours (IC à 95 % : 1 759–3 323), basée sur des données de marquage-recapture physique recueillies dans les périodes 1972–1985 et 1989–1997 (Schweinsburg et al., 1982; Taylor et al.,2008b). Cette estimation est supérieure à celle 1 031 ± 236 ours (IC à 95 %) établie en 1979, également fondée sur des données de marquage-recapture physique (1970–1979) (Taylor et al., 2008b), mais les limites des deux zones d’étude étaient très différentes. La zone de l’étude de Schweinsburg et al. (1982), plus petite, s’étendait jusque dans la baie de Baffin, alors que celle de l’étude de Taylor et al. (2008b) correspondait à l’actuelle unité de gestion du détroit de Lancaster. Les CTA colligées provenant de la région du détroit de Lancaster font état d’une augmentation de l’effectif d’ours blancs dans cette unité de gestion, sur la base d’une augmentation des conflits ours-humains (Canadian Wildlife Service, 2009; Fisheries and Oceans Canada, 2011). La récolte autorisée en 2018 est de 85 ours/an, et 78 ours ont été prélevés en 2016-2017 (tableau 5).

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause du manque de données récentes et du fait que les limites des zones d’étude n’étaient pas les mêmes dans les estimations passées. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est que l’effectif est demeuré « probablement stable », la tendance selon les CTA est une « augmentation », et la tendance récente selon les données scientifiques et la tendance future sont dans les deux cas « incertaine » (tableau 4). Les tendances concernant l’état corporel et la reproduction sont dans les deux cas « inconnue », et les conflits ours-humains sont en « augmentation » (tableau 4).

Baie Norwegian

Il n’existe pas d’estimation scientifique récente de l’effectif de l’unité de gestion de la baie Norwegian. L’estimation la plus récente, réalisée il y a 21 ans sur la base de données de marquage-recapture physique recueillies dans la période 1995-1997, est de 203 ours (IC à 95 % : 115–291) (Taylor et al., 2008b). Taylor et al. (2008b) ont rapporté que le risque de baisse d’effectif était élevé pour cette unité de gestion en raison de faibles taux de reproduction et de croissance démographique, et du faible nombre d’ours. La récolte totale autorisée pour l’unité de gestion de la baie Norwegian a été réduite à 4 ours/an en 1996 et est demeurée à ce niveau; un ours a été prélevé en 2016-2017 (tableau 5).

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause du manque de données récentes. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est « incertaine », la tendance selon les CTA est que l’effectif est « stable », et la tendance récente selon les données scientifiques et la tendance future sont dans les deux cas « incertaine » (tableau 4). Les tendances concernant l’état corporel, la reproduction et les conflits ours-humains sont dans les trois cas « inconnue » du fait que les données sont limitées (tableau 4).

Bassin de Kane

L’estimation de l’effectif de l’unité de gestion du bassin de Kane est de 357 ours (IC à 95 % : 221–493) pour 2013–2014 (SWG, 2016). Cette estimation est fondée sur des données de marquage-recapture physique et génétique recueillies dans la période 2012-2014.

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population au moyen des méthodes du COSEWIC fondées sur les périodes générationnelles parce que la méthodologie des relevés n’a pas été uniforme au fil du temps. Les estimations antérieures étaient fondées sur des méthodes de marquage-recapture physique seulement; Taylor et al. (2008a) ont obtenu une estimation de 164 ours (IC à 95 % : 94–234) à partir de données pour la période 1994–1997, et le Scientific Working Group to the Canada-Greenland Joint Commission on Polar Bear (SWG, groupe de travail scientifique de la commission mixte Canada-Groenland sur la conservation et la gestion de l’ours blanc) a obtenu une estimation de 224 ours (IC à 95 % : 145–303) pour la période 1995–1997, sur la base de données recueillies dans la période 1992–1997. Le SWG (2016) a conclu que les données portent à croire que l’effectif serait stable ou en augmentation dans le bassin de Kane, mais a recommandé la prudence à l’égard de cette conclusion parce que les protocoles d’échantillonnage présentaient des différences entre les années 1990 et les années 2000. Selon les CTA, il y avait plus d’ours dans l’est du bassin de Kane dans la période 2012–2014 que durant les relevés de la période 1994-1997 (Born et al.,2011; SWG, 2016).

Dans le passé, la majorité des ours prélevés dans le bassin de Kane l’étaient par des chasseurs du Groenland (~10 ours/an dans la période 1999-2004), mais le nombre exact est incertain (Taylor et al., 2008a). Selon le SWG (2016), la récolte totale dans le bassin de Kane semblait non soutenable parce qu’il a détecté une tendance à la baisse chez la population et noté qu’il y aurait eu chasse excessive dans la période 1992-1997, mais une incertitude subsistait du fait qu’une émigration et la qualité de l’habitat de glace de mer pourraient avoir contribué à la baisse d’effectif. La récolte totale autorisée en 2018 est de 11 ours/an (5 pour le Canada; 6 pour le Groenland), et 5 ont été prélevés (tableau 5).

Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est une « réduction probable », la tendance selon les CTA est une « augmentation », la tendance récente selon les données scientifiques est une « augmentation » et la tendance future est que l’effectif demeurera « probablement stable » (tableau 4). La tendance concernant l’état corporel est une « augmentation », la tendance concernant la reproduction est que celle-ci est « stable », et la tendance concernant les conflits ours-humains est « inconnue » (tableau 4).

Baie de Baffin

L’estimation de l’effectif d’ours blancs pour l’unité de gestion de la baie de Baffin est de 2 826 (IC à 95 % : 2 059–3 593) pour 2012–2013, selon les données de marquage-recapture génétique recueillies dans la période 2011–2013 (SWG, 2016). L’estimation de 2005, fondée sur des données de marquage-recapture physique et génétique des années 1990 (1993–1997), était similaire, soit de 2 047 (IC à 95 % : 1 542–2 606) (Taylor et al., 2005).

Le SWG (2016) a recalculé l’estimation moyenne de l’effectif total pour la période 1994–1997 et a obtenu une estimation de 2 173 (IC à 95 % : 1 252–3 093), à partir des données génétiques recueillies durant l’étude de marquage-recapture physique menée en 1993-1995 et 1997.

Le SWG (2016) a conclu qu’il n’est pas possible de dégager des tendances de population concernant l’unité de gestion de la baie de Baffin pour les années 1990 et les années 2000 en raison de différences dans les plans d’échantillonnage, la couverture spatiale et les conditions environnementales. De plus, le SWG a exprimé des inquiétudes quant à l’état de la population de la baie de Baffin parce que les taux de survie totaux estimés pour les mâles et les femelles indépendantes étaient trop faibles pour que la population demeure stable. La baisse des taux de survie a aussi été révélée par une analyse des données de récolte (1979–2009) et des données de capture physique (1979-1997), et elle était corrélée avec des changements dans l’habitat de glace de mer (Peacock et al., 2013). Le recrutement annuel estimé (nombre de jeunes âgés d’un an par femelle adulte dans l’échantillon de marquage-recapture) pour la baie de Baffin dans la période 1993-2013 a varié entre 0,24 et 0,51. Ce niveau de production de jeunes et de survie des jeunes laisse penser que la capacité de reproduction de la population de l’unité de gestion est pour le moment suffisante pour que la population soit viable (SWG, 2016).

Les ours blancs de cette unité sont gérés conjointement avec le Groenland. Le nombre d’ours prélevés dans l’unité de gestion de la baie de Baffin par les chasseurs groenlandais dans la période 1993–2005 a varié entre 72 et 206/an (Born et al.,2011), et aucune limite de récolte n’était imposée aux chasseurs du Groenland. En janvier 2006, le Groenland a introduit pour l’unité de la baie de Baffin un quota de chasse qui a varié au fil des ans entre 73 et 79 ours/an. La récolte totale autorisée en date de juillet 2018 est de 132 ours/an (65 pour le Canada; 67 pour le Groenland), et 138 ours ont été prélevés en 2016 – 2017 (tableau 5).

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause de différences méthodologiques entre les relevés. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est « incertaine », la tendance selon les CTA est que l’effectif est « stable », la tendance récente selon les données scientifiques est un effectif demeurant « probablement stable », et la tendance future est «incertaine » (tableau 4). Au début des années 2000, les chasseurs et les résidents de trois collectivités de la baie de Baffin (Pond Inlet, Clyde River et Qikiqtarjuaq) ont observé davantage d’ours blancs à terre, autour des collectivités et dans certains secteurs, comme à la baie Home (Dowsley 2005, 2007; Fisheries and Oceans Canada, 2011; Brown et Fast, 2012). Les tendances concernant l’état corporel et la reproduction sont dans les deux cas une « diminution », et les conflits ours-humains sont en « augmentation » (tableau 4).

Détroit de Davis

L’estimation de l’effectif de l’unité de gestion du détroit de Davis en 2007 était de 2 158 ours (IC à 95 % : 1 833–2 542), selon des données de marquage-recapture physique recueillies à l’automne dans les périodes 1974–2004 et 2005–2007 et les données de récolte pour la période 1974–2009 (Peacock et al., 2013). Un relevé par marquage-recapture génétique de la sous-population du détroit de Davis a été mené en 2017 et 2018; la nouvelle estimation de population qui en sera tirée est attendue pour 2019. Ce relevé est le fruit d’une collaboration entre le Nunavut, Terre-Neuve-et-Labrador, le Québec et des groupes autochtones du Labrador.

L’estimation précédente de l’effectif du détroit de Davis était de 900 ours; il s’agissait de la somme de deux estimations distinctes, l’une pour le sud-est de l’île de Baffin (Stirling et al., 1980) et l’autre pour le Labrador (Stirling et Kiliaan, 1980). En 1993, cette estimation a été portée à 1 400 ours pour tenir compte des ours du large non recensés. Peacock et al. (2013) n’ont pas comparé les estimations des années 1970 et des années 2000 pour en dégager une tendance en raison des différences entre protocoles d’échantillonnage : les données plus anciennes ont été recueillies au printemps quand une partie des ours se trouvaient au large sur la banquise et ne pouvaient être capturés, tandis que les données plus récentes ont été recueillies à l’automne (période sans glace) quand la plupart des ours se trouvaient à terre et pouvaient être capturés. Le nombre d’ours prélevés par les chasseurs groenlandais dans l’unité de gestion du détroit de Davis dans la période 1993–2008 a varié entre 0 et 22 ours/an (Born et al.,2011). En 2006, le Groenland a introduit pour le détroit de Davis un quota de chasse annuel qui a été selon l’année de 2 ou 3 ours. La récolte totale autorisée en 2016 a été de 76 ours/an (61 pour le Nunavut; 12 pour le Nunatsiavut; 3 pour le Groenland), les prélèvements par les résidents du Québec n’étant pas pris en compte; au moins 74 ours ont été prélevés en 2016-2017 (tableau 5).

Toutes les collectivités du détroit de Davis ont rapporté que les ours blancs ont été plus nombreux au cours des 40 dernières années (Kativik Regional Government, 2010; Kotierk, 2010; Fisheries and Oceans Canada, 2011; Brown et Fast, 2012; York et al., 2016). Des aînés de Nain, au Labrador, ayant une grande connaissance des ours blancs ont affirmé, sur la base de leurs observations qualitatives, que les ours blancs étaient plus nombreux dans le détroit de Davis à l’époque de leur témoignage que dans le passé (Nunatsiavut Government, 2006). Ces aînés ont aussi rapporté un changement de répartition : les ours étaient autrefois observés principalement sur le front océanique de la côte et au large, mais ils sont aussi maintenant observés dans les fonds de baies (qui gèlent en premier) et plus loin dans l’intérieur qu’autrefois.

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause de différences méthodologiques entre les relevés. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est une « augmentation probable », la tendance selon les CTA est une « augmentation », la tendance récente selon les données scientifiques est un effectif demeurant « probablement stable» et la tendance future est « incertaine » (tableau 4). Les tendances concernant l’état corporel et la reproduction sont dans les deux cas une « diminution », et les conflits ours-humains sont en « augmentation » (tableau 4).

Bassin de Foxe

L’effectif moyen pour l’unité de gestion du bassin de Foxe est estimé à 2 585 (IC à 95 % : 2 096-3 189), selon des données de relevé aérien recueillies dans deux années (2009 et 2010) (Stapleton et al.,2016).

L’estimation la plus ancienne pour le bassin de Foxe était de 1 820 ours, selon la superficie d’habitat de glace de mer et la densité d’ours par 1 000 km² (Taylor et Lee, 1995), mais cette estimation reposait sur l’hypothèse que les ours de cette unité de gestion se trouvaient principalement dans le nord de la baie d’Hudson; une étude de suivi satellitaire (2007–2011) a révélé que les ours étaient en fait répartis dans l’ensemble du territoire de l’unité de gestion (Sahanatien et al., 2015).

Une estimation plus exacte de 2 197 ours (erreur-type : 260) a été réalisée pour 1994, sur la base d’un ensemble de données provenant de travaux de marquage-recapture effectués dans la période 1989-1994 et ayant utilisé de la tétracycline comme biomarqueur (Taylor et al., 2006b). Stapleton et al. (2016) ont avancé que la population de l’unité de gestion du bassin de Foxe était stable. En date de 1997, les connaissances locales indiquaient une augmentation d’effectif dans certains secteurs de l’unité de gestion et une diminution dans d’autres (McDonald et al., 1997). En 2004, après des consultations auprès des collectivités inuites, la récolte totale autorisée a été accrue à 109 ours/an après mise à jour de l’estimation, alors portée à 2 300 ours. Sur la base de l’estimation d’effectif de Stapleton et al. (2015), la récolte totale autorisée a été accrue à 123 ours/an, mais ce taux ne tient pas compte des prélèvements effectués au Québec; au moins 99 ours ont été prélevés en 2016–2017 (tableau 5).

Il n’est pas possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles à cause de différences méthodologiques entre les relevés. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est que l’effectif est demeuré « stable », la tendance selon les CTA est une « augmentation », la tendance récente selon les données scientifiques est un effectif demeurant « stable » et la tendance future est un effectif demeurant « probablement stable » (tableau 4). La tendance concernant l’état corporel est « inconnue », la tendance concernant la reproduction est que celle-ci est « stable » et les conflits ours-humains sont en « augmentation » (tableau 4).

Ouest de la baie d’Hudson

L’effectif moyen le plus récent de cette unité de gestion est estimé à 842 ours (IC à 95 % : 562-1121), selon un relevé aérien mené en 2016 (Dyck et al., 2017).

Les résultats de tendance laissent penser que la population a connu une période d’augmentation suivie d’une période de stabilité et, enfin, une possible baisse. Les relevés aériens indiquent que les effectifs ont augmenté après les années 1960, soit après la fermeture du poste de traite des fourrures de York Factory et l’interdiction de la chasse au Manitoba (Stirling et al., 1977; Derocher et Stirling, 1995a), ce qui va dans le sens des CTA colligées par Nirlungayuk (2008; cité dans COSEWIC, 2008), selon lesquelles les ours blancs étaient beaucoup plus nombreux dans les secteurs de l’ouest de la baie d’Hudson au cours des années 2000 que dans le passé (il y a plus de 50 ans).

Une analyse des données de marquage-recapture pour la période 1978-1992 a donné lieu à une estimation de l’effectif moyen de 1 000 ours blancs (IC à 95 % : 537-1 268) (Derocher et Stirling, 1995a). Cette estimation a été portée à 1 200 aux fins de gestion parce que la zone d’étude ne couvrait pas l’entièreté de l’unité de gestion (soit des secteurs au nord de Churchill et à l’est du fleuve Nelson). L’estimation de 1987 était de 1 194 ours (IC à 95 % : 1 020-1 368). En 1994, une estimation de 1 233 ours (IC à 95 % : 823–1 643) a été établie sur la base de données de marquage-recapture physique recueillies dans la période 1984–1995 (Lunn et al., 1997). Cette estimation a pris en compte des données pour la partie la plus méridionale de l’unité de gestion. Regehr et al. (2007) ont signalé que l’effectif a diminué entre 1987 et 2004, passant de 1 194 (IC à 95 % : 1 020–1 368) à 935 (IC à 95 % : 794 -1 076). Les données de suivi à long terme pour le secteur entre la rivière Churchill et le Nelson (qui constitue la zone principale de mise base) ont révélé que l’effectif a diminué de plus de 30 % entre 1987 et 2011, passant de 1 185 ours (intervalle de crédibilité bayésien : 993–1 411) à 806 ours (intervalle de crédibilité bayésien : 653–984) (Lunn et al., 2016), et qu’il serait peut-être demeuré stable dans la période 2001-2010, possiblement en raison d’une période de stabilité temporaire des conditions de glace de mer.

Des relevés répétés utilisant différentes méthodes ont produit plusieurs autres estimations récentes de l’effectif d’ours blancs dans cette unité de gestion. Un relevé aérien a été mené dans l’entièreté de l’aire de répartition estivale de la population de l’ouest de la baie d’Hudson par les gouvernements du Nunavut et du Manitoba en 2011. Une faible proportion (5,3 %) des observations estivales ont été réalisées au Nunavut (Dyck et al., 2017). Ce relevé a produit une estimation de 1 030 ours (IC à 95 % : 754-1 406) (Stapleton et al., 2014; Dyck et al., 2017). Une autre estimation pour 2011 a été tirée d’analyses des données de marquage-recapture recueillies dans la période 1984–2011 dans la zone principale de mise bas, et s’est élevée à 806 ours (IC à 95 % : 653–984) (Lunn et al., 2016). Une troisième estimation, fondée sur les données du relevé de 2011, a été obtenue en appliquant à ces données les mêmes méthodes d’analyse que celles utilisées pour l’estimation de 2016; cette analyse a donné une estimation de 949 ours (IC à 95 % : 618–1 280) (Dyck et al., 2018). L’estimation de 2016 de 842 ours (IC à 95 % : 562-1 121) représente une baisse de 18 % par rapport à l’estimation gouvernementale originale, une baisse de 11 % par rapport à la troisième estimation, et une hausse de 4 % par rapport à l’estimation fondée sur les données de marquage-recapture. Les intervalles de confiance de la plupart de ces estimations se chevauchent, et il n’y a parmi toutes ces estimations aucune différence statistiquement significative.

Des tendances de population peuvent aussi être tirées d’autres indices. Les résultats des relevés de 2011 et de 2016 montrent que le succès de reproduction dans cette unité de gestion était inférieur à celui observé dans toutes les autres unités du complexe de la baie d’Hudson. Dyck et al. (2017) et Stapleton et al. (2014) ont rapporté que la taille moyenne des portées et la proportion de jeunes de l’année et de jeunes âgés d’un an y étaient plus faibles que dans les unités de gestion voisines (Regehr et al., 2007). Le taux de croissance démographique des femelles semble avoir été stable dans la période 1991-2011, à 2 % par année (lambda = 1,02; IC à 95 % : 0,98-1,06) (NWMB, 2018), mais le nombre d’ourses avec leur progéniture est passé de stable à en diminution entre 2011 et 2016 (Dyck et al., 2017). La faible proportion de jeunes âgés d’un an dans la population (3 %) laisse penser que les taux de recrutement sont actuellement très faibles dans cette unité de gestion (Obbard et al., 2016).

La baisse d’effectif sur les 30 dernières années que semblent indiquer les résultats des relevés ne cadre pas avec les connaissances locales d’Arviat, de Whale Cove, de Rankin Inlet et de Chesterfield Inlet, où l’on a rapporté davantage d’ours blancs sur le territoire des collectivités et aux alentours durant la période sans glace, phénomène interprété comme une preuve d’accroissement des effectifs d’ours (Obbard et al., 2015; Nirlungayuk et Lee, 2009; Brown et Fast, 2012).

La récolte totale autorisée en 2018 est de 28 ours/an, et elle est allouée aux chasseurs du Nunavut. À ce taux de récolte s’ajoutent les abattages pour protection de la vie humaine ou de la propriété et les captures possibles d’animaux vivants pour des zoos au Manitoba, mais ces prélèvements sont rares. Le prélèvement en 2016-2017 a été de 21ours (tableau 5).

Il est possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles seulement avec les estimations de 2011 et de 2016, fondées sur la même méthodologie. La population a diminué de 18 % sur cette période d’une demi-génération, mais les intervalles de confiance des deux estimations se chevauchent et la différence entre celles-ci n’est pas statistiquement significative. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est une « réduction probable », la tendance selon les CTA est une « augmentation », la tendance récente selon les données scientifiques est une « diminution probable », et la tendance future est une « diminution probable » selon les données scientifiques et est « incertaine » selon les CTA (tableau 4). Les tendances concernant l’état corporel et la reproduction sont dans les deux cas une « diminution », et les conflits ours-humains sont en « augmentation » (tableau 4). En résumé, les connaissances scientifiques indiquent une possible baisse, et les CTA une tendance à la hausse ou incertaine.

Sud de la baie d’Hudson

Le plus récent effectif (2016) d’ours blancs dans l’unité de gestion du sud de la baie d’Hudson est estimé à 780 (IC à 95 % : 590-1 027) (PBTC, 2018). L’estimation pour 2011-2012, fondée sur un relevé aérien, était de 943 ours (IC à 95 % : 658-1 350) (Obbard et al., 2015). L’entièreté de la côte québécoise de la baie James jusqu’à la frontière entre les unités de gestion du sud de la baie d’Hudson et du bassin de Foxe a été couverte, et aucun ours blanc n’a été observé en 2012 et seulement quelques-uns en 2016 (Obbard et al., 2015, 2018). La plupart des ours observés en 2016 se trouvaient le long de la côte près du parc national Wapusk, de l’île Akimiski, des îles Belcher et au large de la péninsule d’Ungava (Obbard et al., 2018).

Les relevés laissent croire que l’effectif aurait augmenté des années 1960 aux années 1990, puis serait demeuré stable dans les années 2000. Les données de relevé aérien côtier ont montré un accroissement du nombre d’ours du milieu des années 1960 au milieu des années 1990 (Stirling et al., 2004). Selon une réanalyse des données de marquage-recapture physique pour les périodes 1984–1986 et 1999–2005, l’effectif d’ours blancs dans le sud de la baie d’Hudson n’a pas changé dans la période couverte : 641 ours (IC à 95 % : 401–881) en 1986 et 681 (IC à 95 % : 401–961) en 2005 (Obbard et al., 2007). Les résultats de relevé dans la dernière période générationnelle indiquent une baisse de 17 % de l’effectif estimé de 2011-2012 à 2016, mais les intervalles de confiance des relevés se chevauchent et la baisse indiquée n’est pas statistiquement significative (tableau 3). La baisse de l’état et de la taille corporels, ainsi que de l’effectif proportionnel de jeunes âgés d’un an (12 % de la population totale en 2011, par rapport à 5 % en 2016) laissent croire que la population est en diminution (Obbard et al., 2018). La faible proportion de jeunes âgés d’un an dans la population laisse penser que les taux de recrutement sont actuellement très faibles dans cette unité de gestion (Obbard et al., 2016). La récolte totale autorisée en 2018 est de 43 ours/an, mais elle n’inclut pas les prélèvements par les résidents du Québec et de l’Ontario (tableau 5).

Les CTA colligées auprès des collectivités de cette unité de gestion font état d’une augmentation du nombre d’ours blancs depuis les années 1960 le long des côtes et près des collectivités (COSEWIC, 2008; Laforest et al., 2018; NMRWB, 2018). Les chasseurs inuits ont rapporté qu’il y avait un accroissement du nombre d’ours par rapport au passé, qu’il n’y avait pas d’ours sur les îles du large il y a 50 ans, et que les ours étaient rares aux alentours d’Inukjuak, n’y étant apparus qu’à l’époque de l’étude, il y a 20 ans (McDonald et al., 1997). De même, à Sanikiluaq, les prises d’ours étaient rares dans les années 1960, mais dans les années 2000, le quota annuel de la collectivité était atteint en environ trois semaines, et les observations d’ours sur le territoire de la collectivité se sont trouvées accrues (communication personnelle adressée par Arragutainaq [2006], citée dans COSEWIC [2008]). En 1986, un nombre d’ours relativement élevé ont été observés près des îles Twin, dans la baie James, durant la période sans glace (Crête et al.,1991). Les Nations cries côtières de l’ouest de la baie James ont rapporté une agressivité accrue entre les ours et un accroissement de la taille des portées dans une étude menée sur 20 ans (McDonald et al., 1997). Les CTA récentes indiquent que la population d’ours blancs de la région de la baie James et du sud de la baie d’Hudson continue de s’accroître (Laforest et al., 2018; NMRWB, 2018).

Il est possible d’établir une tendance de population sur la base de périodes générationnelles seulement avec les estimations de 2012 et de 2016, fondées sur la même méthodologie. La population a diminué de 17 % sur cette période d’une demi-génération, mais les intervalles de confiance des deux estimations se chevauchent et la différence entre celles-ci n’est pas statistiquement significative. Selon le Comité technique de l’ours blanc (PBTC, 2018), la tendance historique est une « réduction probable », la tendance selon les CTA est que l’effectif de la baie James est « stable » et celui du secteur est de la baie d’Hudson est en « augmentation probable », la tendance récente selon les données scientifiques est une « diminution probable », et la tendance future est une « diminution probable » selon les données scientifiques et est « incertaine » selon les CTA (tableau 4; NMRWB, 2018). La tendance concernant l’état corporel est une « diminution », la tendance concernant la reproduction est que celle-ci est « stable » et les conflits ours-humains sont en « augmentation » (tableau 4). En résumé, les connaissances scientifiques indiquent une possible baisse, et les CTA une tendance à la hausse ou incertaine.

Population totale

Malgré l’existence d’estimations, il n’est pas possible d’estimer de façon rigoureuse le nombre d’ours blancs dans le monde ou au Canada. La taille des populations mondiale et canadienne est inconnue parce que les relevés ont été irréguliers, les intervalles de confiance des estimations résultantes sont étendus et bon nombre des relevés remontent à plus de 10 ans; en outre, aucun relevé n’a été réalisé dans certaines régions. Des estimations de la population mondiale de 20 000 (IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, 2010), 26 000 (Wiig et al., 2015), et 23 315 (range 15 973-31 212) (Hamilton et Derocher, 2018) ont été établies, mais ces auteurs ne recommandent pas l’utilisation de ces estimations aux fins d’évaluation de la situation de l’espèce. Le problème est bien connu et des améliorations sont requises aux chapitres de la fréquence, de l’uniformité et de l’exhaustivité des relevés (Hamilton et Derocher, 2018). L’estimation mondiale de Wiig et al. (2015) était fondée sur des relevés distincts visant 19 sous-populations; cependant, 7 de ces 19 relevés ont été réalisés il y a plus d’une génération. La somme des estimations pour les unités de gestion canadiennes traitées dans Wiig et al. (2015) est de 15 641 ours blancs (pas d’IC à 95 % à cause d’un manqué de données), mais cette valeur comprend des données qui pour 7 des 13 unités (environ 43 % de l’estimation totale) proviennent de relevés remontant à plus d’une génération. Si les estimations de Wiig et al. (2015) sont valides, la population canadienne représenterait environ 60 % de la population mondiale. La somme des estimations les plus récentes figurant dans le présent rapport est de 16 209 ours (pas d’IC à 95 %), mais les données pour 6 des 13 unités (36 % du total) remontent à plus d’une génération. Environ 30 % de l’aire de répartition canadienne de l’espèce, principalement la région côtière centrale et la région centrale des îles de l’Arctique, n’ont pas fait l’objet de relevés depuis au moins 17 ans (tableau 3, figure 1). En outre, il s’agirait là probablement d’une surestimation parce que quatre unités de gestion comprennent un nombre inconnu d’ours de l’extérieur du Canada : les estimations pour trois unités de gestion (bassin de Kane [n = 357], baie de Baffin [2 826], détroit de Davis [2 158]) comprennent des ours de la côte ouest du Groenland, et l’estimation pour l’unité du sud de la mer de Beaufort (900) comprend des ours de la côte nord de l’Alaska. Aucun relevé n’a été effectué dans la portion canadienne du bassin arctique, qui comprend une partie de l’archipel arctique canadien (soit dans l’habitat de l’ours blanc se trouvant au large des parties nord de l’île d’Ellesmere, de l’île Melville et de l’île Prince-Patrick). Des relevés ont été réalisés au cours des dernières années pour les unités de gestion du sud de la mer de Beaufort, du détroit du Vicomte-Melville, du détroit de M’Clintock et du golfe de Boothia, mais les données n’ont pas été publiées. Aux fins d’évaluation de la situation de l’espèce au Canada, le présent rapport établit une estimation minimale de 10 448 ours blancs (de tous âges), qui prend en compte seulement les estimations visant les unités pour lesquelles des données ont été recueillies durant la dernière génération (tableau 4).

Les estimations des effectifs d’ours blancs concernent les nombres totaux d’ours, ce qui comprend habituellement toutes les classes d’âge, mais le COSEPAC ne considère dans ses évaluations que les individus adultes. La détermination de la proportion d’adultes peut être difficile étant donné que les classes d’âge considérées dans les relevés ont changé au fil du temps. En général, tous les relevés rapportent la proportion d’oursons (âge 0) et la proportion de jeunes d’un an observés avec leur mère (âge 1). Cependant, certains relevés combinent les jeunes d’un an avec les subadultes (âges 1-4; Taylor et al., 2005). La classe d’âge pour les subadultes varie aussi selon les publications (âges 1-4; 2-5), d’où forcément une variation de la classe d’âge pour les adultes (âges 5-6 jusqu’à la sénescence). Les subadultes devraient être inclus dans le groupe des individus « matures » parce qu’ils peuvent être sexuellement matures et capables de se reproduire dans certaines circonstances (p. ex. quand les ressources sont abondantes dans le cas des femelles, et quand il y a absence de compétition dans le cas des mâles) à un âge précoce (5 % des femelles de 4 ans dans les années 1970 et 1980 dans l’unité de l’ouest de la baie d’Hudson [Ramsay et Stirling, 1988]). De plus, il peut y avoir un biais lié à la probabilité de capture d’adultes, qui contribue à la variation de la proportion d’adultes rapportée : par exemple, de 38 % (animaux capturés dans la période 1968-1979 sur la côte du sud-est de l’île de Baffin; Stirling et al., 1980) à 78 % (capture-marquage-recapture dans la sous-population du détroit de Davis; Peacock et al., 2013). Cependant, le problème le plus important est que la proportion d’adultes n’est pas rapportée dans la plupart des publications, tandis que la proportion d’oursons et de jeunes d’un an est régulièrement rapportée. Quand la proportion d’adultes est indiquée, il est souvent difficile de déterminer si elle se rapporte à l’ensemble des ours observés ou seulement aux ours solitaires (ce qui exclut les femelles accompagnées d’oursons ou de jeunes d’un an). Vu l’incertitude et la variabilité à ce sujet, le présent rapport de situation se base sur une valeur moyenne extraite de deux études récentes. Peacock et al. (2013) rapportent des proportions d’adultes de 79 %, de 65 % et de 67 % pour trois années consécutives (2005, 2006, 2007) pour le détroit de Davis, et Atkinson et al. (2012) rapportent des proportions de 64 % et de 69% (deux parcours de relevé en 2011) pour l’ouest de la baie d’Hudson, d’où l’on tire une moyenne combinée de 69 % d’ours adultes. L’estimation minimale de 10 448 ours blancs pour le Canada correspondrait à environ 7 209 ours adultes. En incluant l’effectif de la région centrale de l’aire de répartition canadienne, qui représente environ 30 % de l’aire de répartition principale, on obtient un effectif total dépassant probablement 10 000 ours adultes au pays.

Fluctuations

Il y a peu de données qui laisseraient entendre que les populations d’ours blancs fluctuent de façon marquée. Pour la mer de Beaufort, il existe des observations montrant que les conditions de glace à l’échelle décennale influent sur la production de phoques annelés, ce qui entraîne des changements reproductifs chez les ours blancs (Stirling et Lunn, 1997; Tynan et DeMaster, 1997; Stirling, 2002; Joint Secretariat, 2015). Globalement, il ne semble pas y avoir de variation importante des populations d’ours blancs à l’échelle de vastes régions, mais il y a des changements de répartition locaux qui pourraient être interprétés comme des variations d’effectif locales (Laforest et al., 2018; NMRWB, 2018).

Tendance de la population canadienne au cours des trois dernières générations

L’unité de gestion du bassin arctique n’est pas considérée dans le présent rapport de situation parce qu’on ne dispose pour elle ni de données scientifiques ni de CTA. La tendance de la population canadienne sur la base de l’information scientifique concernant les 13 autres unités de gestion ne peut être déterminée parce que les données des relevés sont incomplètes ou sporadiques et les intervalles de confiance des estimations sont étendus; en outre, l’information issue des CTA et l’information issue des méthodes scientifiques donnent lieu à des interprétations différentes.

Selon les CTA, les tendances des effectifs d’ours blancs varient par unité de gestion, mais de façon générale, les Autochtones rapportent avoir observé que les effectifs sont en augmentation ou stables dans les différentes régions de l’Arctique canadien (tableau 4). Un accroissement des effectifs a été observé dans certaines unité de gestion durant la période sans glace, ce qui laisse croire à des changements de répartition et/ou d’effectif (voir p. ex. Keith et Arqviq, 2006; Lemelin et al., 2010b; Dowsley, 2005; Kotierk, 2010; Joint Secretariat, 2015; York et al.,2015; York et al.,2016). La gestion territoriale et provinciale de la récolte, des accords volontaires assortis de pratiques d’intendance traditionnelles, l’Accord de 1973 sur la conservation des ours blancs (polaires) et la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES) ont contribué dès les années 1980 au rétablissement des unités de gestion, qui avaient souffert du commerce des fourrures des années 1940, 1950 et 1960, ce qui se reflète dans les CTA (voir p. ex. Hart et Amos, 2004a; McDonald et al., 1997; Dowsley, 2005).

Des études scientifiques à long terme menées dans les unités du sud de la mer de Beaufort et de l’ouest de la baie d’Hudson ont révélé des baisses d’effectif de plus de 25 % dans certaines périodes sur les trois dernières générations (35 ans), mais avec des périodes de stabilisation (Bromaghin et al., 2015; Lunn et al., 2016). Une « réduction probable » depuis 1973 est rapportée pour les unités de gestion du sud de la baie d’Hudson, de l’ouest de la baie d’Hudson, du bassin de Kane, du détroit du Vicomte-Melville et du détroit de M’Clintock (tableau 4).

Selon les méthodes scientifiques utilisées par le COSEPAC pour ses évaluations de la situation des espèces, en date de 2018, il y avait eu une baisse de 50 % sur trois générations pour l’unité du sud de la mer de Beaufort (ou la tendance est inconnue; voir la section sur l’unité du sud de la mer de Beaufort), et de possiblement 17-18 % pour les unités de l’ouest et du sud de la baie d’Hudson au cours de la dernière demi-génération (tableau 3). Les indices d’état corporel et certaines données démographiques laissent penser qu’une baisse d’effectif est en cours dans ces deux unités de gestion. Le Comité technique de l’ours blanc conclut, pour ce qui est de la tendance récente (15 dernières années) fondée sur les données scientifiques, que ces deux mêmes unités et l’unité du sud de la mer de Beaufort ont connu une « diminution probable », et, pour ce qui est de la tendance historique (depuis 1973), que les unités de l’ouest et du sud de la baie d’Hudson ont connu une « réduction probable » et que la tendance pour l’unité du sud de la mer de Beaufort est « incertaine ». La proportion de ces sous-populations dans la population canadienne est inconnue parce que celle-ci n’a jamais été couverte dans sa totalité par un ensemble de relevés effectués dans une courte période; l’évaluation du poids à l’échelle nationale des tendances d’une unité de gestion donnée requiert la connaissance de la proportion que son effectif représente dans la population totale, et donc un relevé complet de la population nationale. Le Comité technique de l’ours blanc signale que la tendance récente est « incertaine » pour cinq unités de gestion (tableau 4).

D’autres indices concernant la population canadienne d’ours blancs fournissent des renseignements additionnels sur la situation de celle-ci (tableau 4). Des baisses de l’état corporel des femelles ont été signalées dans cinq unités de gestion : sud de la mer de Beaufort, baie de Baffin, détroit de Davis, ouest de la baie d’Hudson et sud de la baie d’Hudson. Des baisses de la reproduction ont été observées dans quatre unités de gestion : sud de la mer de Beaufort, baie de Baffin, détroit de Davis et ouest de la baie d’Hudson. Ces indices sont importants, car des observations ont indiqué qu’une détérioration de l’état corporel avait précédé une baisse d’effectif (Obbard et al., 2018). Certaines ATK indiquent que les indices de santé des ours blancs fluctuent en fonction des conditions de glace de mer annuelle (Species at Risk Committee, 2012; Joint Secretariat, 2015), et que les indices varient au fil du temps. Il y a accroissement des conflits entre ours et humains dans huit unités de gestion. Des pertes d’habitat de glace de mer ont été observées dans toutes les unités de gestion canadiennes des ours blancs (tableau 2).

Dans le rapport du COSEPAC de 2008, il était estimé qu’environ 28 % de la population canadienne (pourcentage représentant quatre unités de gestion : ouest de la baie d’Hudson, sud de la mer de Beaufort, baie de Baffin et bassin de Kane) était en baisse. Un pourcentage de la population a pu être calculé à l’époque parce que les 13 unités de gestion présentaient des données d’effectif récentes remontant à pas plus d’une génération par rapport à la date du rapport (2008), alors que seules 6 des 13 unités présentent de telles données dans le présent rapport. Selon les données scientifiques, la population de l’unité du sud de la mer de Beaufort continue de diminuer, et il demeure des inquiétudes pour les populations de l’ouest et du sud de la baie d’Hudson (tableau 4). Il n’est pas possible d’établir pour les unités du bassin de Kane et de la baie de Baffin des tendances de population sur la base de périodes générationnelles à cause de différences de méthodologie au fil du temps, mais les CTA indiquent que les effectifs sont probablement stables ou ont augmenté (tableau 4).

En résumé, sur la base de méthodes scientifiques utilisant des estimations et des indices pour l’établissement de tendances sur une à trois générations, suivant la méthodologie du COSEPAC pour ses rapports sur la situation des espèces, il n’est pas possible d’établir une tendance pour la population canadienne. Au sein de celle-ci, une baisse a probablement eu lieu dans une unité de gestion, et des baisses ont possiblement eu lieu dans deux autres. Ces trois unités sont bien étudiées, fréquemment couvertes par des relevés et se trouvent dans la partie sud de l’aire de répartition de l’espèce; elles sont probablement représentatives des régions où les changements climatiques peuvent avoir une incidence négative sur la qualité de l’habitat, plutôt que de la majeure partie de l’aire de répartition de la population canadienne. Les tendances ne peuvent être rigoureusement évaluées pour les autres unités de gestion, les indices laissant croire que la population diminue dans certaines et est en bon état dans d’autres. Au chapitre des CTA, les données sont limitées et les tendances incertaines pour certaines régions, mais le consensus général est que la population est stable ou en hausse.

Tendance projetée

L’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) a attribué à l’ours blanc le statut de conservation « vulnérable », principalement sur la base d’une projection de la perte future de glace de mer. Ce modèle (Wiig et al., 2015) et le document supplémentaire de l’UICN (IUCN, 2015) sont fondés sur les données existantes en date de 2014, et ils prévoient une baisse importante de la population mondiale d’ours blancs sur une période de trois générations. Ce modèle est traité en détail ici parce qu’il est souvent cité, mais il ne se trouve que partiellement appuyé dans le présent rapport. Dans cette analyse, on a d’abord estimé la durée d’une génération (11,5 ans), puis formulé des prévisions concernant la baisse future de la population sur trois générations (soit jusqu’à environ 2050) en se fondant sur l’hypothèse de relations entre effectif d’ours et concentration de glace de mer, et en procédant à des estimations de ces relations. La relation entre tendance de population et concentration de glace de mer n’étant pas bien connue, les auteurs ont utilisé trois approches. L’approche 1 suppose une relation proportionnelle de un pour un entre la mesure de glace de mer (glace) et l’effectif d’ours blancs (N) pour chaque sous-population. Par exemple, une baisse de 10 % de la glace se solderait par une baisse de 10 % de N. L’approche 2 utilise la même relation linéaire, mais l’utilise en rapport avec les prévisions des conditions de glace de mer à l’échelle mondiale, en limitant l’analyse à un ensemble réduit d’unités de gestion pour lesquelles existent des données pour deux périodes de relevé. Cette approche suppose que les ours blancs présentent des réponses écologiques et numériques au changement des conditions de glace de mer largement similaires dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce. L’approche 3 établit des estimations distinctes de la relation glace-N pour les différentes écorégions abritant l’espèce définies par type de conditions de glace, en utilisant un ensemble de données semblable à celui de l’approche 2 mais en incluant les plus longues séries temporelles de N existant pour quatre unités de gestion (nord de la mer de Beaufort, sud de la mer de Beaufort, ouest de la baie d’Hudson, sud de la baie d’Hudson) (section Glace de mer sous Besoins en matière d’habitat; figure 3). Il était attendu que les approches 2 et 3 allaient produire un vaste éventail de probabilités; elles sont caractérisées par une forte incertitude du fait que les données sont limitées et que les estimations d’effectif comportent une forte erreur d’échantillonnage pour la plupart des sous-populations. Les résultats ont été présentés pour six variations (durée moyenne d’une génération et 95e percentile de la durée d’une génération, pour chacune des approches 1 à 3) relativement à la baisse projetée jusqu’en 2050, et pour la probabilité des divers niveaux de baisse correspondant aux seuils des catégories de l’UICN selon le critère A3 de la Liste rouge de l’UICN (baisse de plus de 0 %, 30 %, 50 % ou 80 %) (IUCN, 2014). Pour le scénario d’une relation directe entre baisse de glace de mer et effectif d’ours (approche 1), le pourcentage médian de baisse d’effectif est de 30 % (IC : -35 %, -25 %), la probabilité d’une baisse de plus de 30 % étant de 56 %. Pour le scénario avec ensemble de données réduit et modèle mondial des glaces (approche 2), la baisse médiane est de 4 % (-62 %, +50 %), la probabilité d’une baisse de plus de 30 % étant de 20 %. Pour le scénario utilisant les écorégions régionales définies par type de conditions de glace (approche 3), la baisse médiane est de 43 % (-76 %, -20 %), la probabilité d’une baisse de plus de 30 % étant de 86 %.

L’application de ces résultats au présent rapport sur la situation de l’espèce est quelque peu hasardeuse parce que la relation entre effectif d’ours et changement des conditions de glace de mer n’a pas été quantifiée de façon chiffrée. Dans les analyses de Wiig et al. (2015), l’incertitude concernant cette relation a été partiellement prise en compte par l’utilisation de trois scénarios, mais cette relation de base est présente dans tous les scénarios. Les résultats de l’approche 2 sont limités par le fait que celle-ci ne tient pas compte des différences dans l’utilisation spatiale de l’habitat par les ours des différentes populations. Les résultats de l’approche 3 sont limités par le poids excessif qui se trouve attribué aux unités de gestion du nord de la mer de Beaufort, du sud de la mer de Beaufort, de l’ouest de la baie d’Hudson et du sud de la baie d’Hudson. Le document de l’UICN utilise les valeurs médianes tirées de l’ensemble des six scénarios pour établir les probabilités des niveaux de baisse couvrant l’ensemble des scénarios : la probabilité médiane d’une baisse de l’effectif mondial moyen de plus de 30 % est d’environ 71 % (plage de 20 % à 95 %), la probabilité médiane d’une baisse de plus de 50 % est d’environ 0,07 % (plage de 0 % à 35 %), et la probabilité médiane d’une baisse de plus de 80 % est négligeable (IUCN, 2015).

D’autres modèles indiquent qu’une baisse d’effectif est probable. Au moyen d’un modèle déterministe fondé sur la glace de mer et la capacité d’accueil d’ours blancs, Amstrup et al. (2007) ont prévu une baisse de 10 % à 22 % de la capacité d’accueil mondiale après 45 ans, les baisses les plus fortes étant prévues dans les écorégions de glace divergente et de glace saisonnière. Des analyses ultérieures ont établi que d’ici 2050, la population mondiale pourrait se trouver réduite de 66 %, les ours blancs pouvant d’ici là disparaître ou voir leurs effectifs gravement réduits dans les unités de gestion de la baie de Baffin, du détroit de Davis, du bassin de Foxe, de l’ouest de la baie d’Hudson, du sud de la baie d’Hudson et du sud de la mer de Beaufort (Amstrup et al., 2008). Schliebe et al. (2008) ont prévu une baisse de plus de 30 % de la population sur un horizon de 45 ans, sur la base de baisses prévues de la zone d’occupation, de la zone d’occurrence et de la qualité de l’habitat. Atwood et al. (2016) ont avancé que les effectifs d’ours blancs pourraient diminuer de façon importante dans l’écorégion de glace divergente d’ici 2030 et dans les écorégions de glace saisonnière et de glace convergente d’ici 2055, le changement prévu étant moins marqué dans l’écorégion de glace archipélagique. Dans une enquête réalisée par O’Neill et al. (2008), la moitié des répondants ont dit s’attendre à une baisse de plus de 30 % de la population mondiale d’ours blancs d’ici 2050.

En résumé, il ressort de la documentation scientifique, et de certaines CTA, que la réduction de la glace de mer entraînera une baisse des populations d’ours blancs, mais il y a incertitude dans la quantification des baisses d’effectif projetées en lien avec la réduction de la glace de mer. En outre, certaines CTA indiquent que les ours blancs s’adapteront à la perte de glace de mer (sections Physiologie et adaptabilité et Menaces).

Immigration de source externe

Des ours blancs de populations des États-Unis, de Russie, du Groenland et de Norvège adjacentes au Canada pourraient gagner le territoire canadien si la présence de glace de mer permettait leur passage durant une partie de l’année (voir p. ex. Durner et Amstrup, 1995; Johnson et al., 2017). Pour le long terme, dans le contexte des changements climatiques et de la perte de glace de mer, il a été avancé que l’archipel arctique canadien pourrait servir de refuge là où il y a présence de glace de mer en été et où la période de glace annuelle est suffisamment longue pour les ours blancs (Peacock et al., 2015). Il y a déplacement important d’ours blancs entre le Canada et les États-Unis ainsi qu’entre le Canada et le Groenland au sein des unités de gestion communes concernées, et il pourrait exister certains indices de flux génique du sud vers le nord (Peacock et al., 2011, mais voir Malenfant et al., 2016b). Aucune étude n’a examiné si les différentes unités de gestion des ours blancs peuvent constituer des sources ou des puits de population. Il est possible que la pression de chasse passée au Groenland ait créé des puits de population dans le bassin de Kane et la baie de Baffin jusqu’à l’imposition des quotas.

Menaces et facteurs limitatifs

Facteurs limitatifs

Une prédation d’ours blancs adultes autre que celle exercée par les humains est peu probable (section Relations interspécifiques), de sorte que le principal facteur limitatif serait la disponibilité de nourriture, qui consiste pour les ours blancs principalement en plusieurs espèces de phoques (section Physiologie et adaptabilité). Cependant, les modifications de la disponibilité de proies sont considérées comme étant une menace et non un facteur limitatif parce que les changements climatiques d’origine humaine auront une incidence sur les populations de phoques (rubrique Disponibilité de proies réduite – section Menaces).

Menaces

Les CTA et les connaissances scientifiques concordent en ce qui concerne la nature des principales menaces pesant sur les ours blancs au Canada, mais les avis sont divers quant à l’ampleur et aux impacts ultimes des menaces, notamment quant à la question de savoir si les ours peuvent s’adapter à la perte d’habitat de glace en consommant davantage de proies terrestres (Canadian Wildlife Service, 2009; Kotierk, 2010; Slavik, 2013; Joint Secretariat, 2015, 2017; Species at Risk Committee, 2012; York et al., 2016; section Tendances en matière d’habitat). Les principales menaces pesant sur la population canadienne d’ours blancs découlent des changements climatiques entraînant une perte d’habitat de glace de mer, les menaces à plus faible impact comprenant la mortalité causée par les humains (chasse excessive et abattages pour protection de la vie humaine ou de la propriété), les contaminants, les déplacements ou perturbations liés à l’accroissement de l’activité industrielle (exploitation minière, exploration pétrolière et gazière) et aux activités récréatives, et le trafic maritime (transport de marchandises et croisière) (Stirling et Derocher, 1993; Tonge et Pulfer, 2011; Vongraven et al., 2012; Patyk et al., 2015; Wiig et al., 2015). Une évaluation prospective sur un horizon de 10 ans réalisée en 2015 pour quatre unités de gestion dans la région désignée des Inuvialuits a établi un niveau de préoccupation élevé/moyen pour les changements climatiques dans l’unité du sud de la mer de Beaufort, et un niveau de préoccupation moyen pour la pollution dans les quatre unités; la plupart des menaces étaient considérées comme faibles dans les unités du nord de la mer de Beaufort, du détroit du Vicomte-Melville et du bassin arctique (Joint Secretariat, 2017; tableau 6). Il n’y a eu aucune évaluation des effets cumulatifs des menaces pesant sur les ours blancs.

Tableau 6. Sommaire des niveaux de préoccupation pour les menaces existant dans quatre unités de gestion de la région désignée des Inuvialuits, pour la période de 10 ans débutant en 2015. Ce sommaire est fondé sur de l’information provenant de nombreux conseils de gestion des ressources fauniques et des administrations fédérale et territoriales (source : Joint Secretariat, 2017)
Menace Sud de la mer de Beaufort Nord de la mer de Beaufort Détroit du Vicomte-Melville Bassin arctique
Changements climatiques (réchauffement et réduction de la glace) Élevé/moyen Faible Faible Faible
Trafic maritime accru (comprend l’activité pétrolière et gazière, le tourisme et le transport de marchandises) Moyen/faible Faible Faible Faible
Mortalité causée par les humains autre que celle associée à la récolte totale autorisée Faible Faible Faible Faible
Pollution et contamination Moyen Moyen Moyen Moyen
Impacts des activités de recherche Moyen/faible Faible Faible Faible
Maladies et parasites Moyen Faible Faible Faible
Compétition Faible Faible Faible Faible

Dans son évaluation de la tendance future anticipée (sur un horizon de 10 ans à partir de 2018), le Comité technique de l’ours blanc a obtenu les résultats suivants : « diminution probable » pour deux unités, « incertaine/diminution probable » pour deux unités, « incertaine » pour six unités, et « probablement stable » pour trois unités (PBTC, 2018). Le Comité n’a pas évalué l’unité du bassin arctique. Le calculateur des menaces a été rempli et l’impact global des menaces calculé est élevé-élevé, principalement à cause des préoccupations liées aux impacts du changement de l’habitat de glace de mer. Ce travail a été réalisé par un groupe de plus de 50 spécialistes provenant de divers horizons, qui ont conclu que la réduction de la glace de mer affecterait probablement de 71 % à 100 % des ours blancs du Canada, la gravité de cette menace pour la population étant jugée élevée (31-70 %). Les menaces présentées ic sont tirées des catégories de menaces figurant dans le calculateur des menaces. L’impact de certaines menaces a été catégorisé comme étant faible ou négligeable sur la base de l’information existante; des études futures pourraient établir que ces menaces ont un impact plus élevé. Les volumes d’eau déversés par les barrages hydroélectriques dans le nord du Québec ont soulevé des inquiétudes du fait qu’ils pourraient modifier les conditions de glace de mer côtière et avoir ainsi un impact sur les ours (Laforest et al., 2018; NMRWB, 2018), mais cette menace ne touche qu’une petite partie de l’aire de répartition canadienne de l’espèce.

Catégories de menaces à impact élevé

Changements climatiques – UICN 11.1 : Déplacement et altération de l’habitat

Changements climatiques causant une perte d’habitat de glace de mer

La perte d’habitat de glace de mer est la principale menace pesant sur les populations canadienne et mondiale d’ours blancs. La question de l’ampleur de la couverture de glace de mer dans le futur est traitée à la section Tendances en matière de glace de mer. Les émissions mondiales de gaz à effet de serre entraînent des accroissements de la température atmosphérique (Tynan et DeMaster, 1997; Derocher et al., 2004; Laidre et al., 2008; Kovacs et al., 2010; IPCC, 2013) et les projections indiquent que l’Arctique sera libre de glace en été d’ici 2060, et peut-être d’ici 2040 (section Tendances en matière d’habitat). Comme les émissions de gaz à effet de serre continuent de s’accroître, on s’attend à ce que la perte d’habitat de glace de mer se poursuive (Stern et Laidre, 2016; Wiig et al.,2015; figure 4), de sorte qu’il n’y aura pratiquement plus d’habitat marin utilisable par les ours blancs dans le sud de l’aire de répartition de l’espèce du fait d’une saison des glaces trop courte, les ours se trouvant alors confinés à l’archipel arctique et à l’ouest du Groenland (Amstrup et al., 2008; Durner et al., 2009; Castro de la Guardia et al., 2013; Hamilton et al., 2014; section Menaces).

La perte d’habitat de glace de mer a déjà affecté des espèces qui dépendent des glaces (p. ex. le phoque annelé), mais l’ampleur des effets sur l’état corporel, la reproduction, les effectifs et la répartition des ours blancs varie selon la région (Dowsley, 2005; Keith, 2005; Laidre et al., 2008; Gilg et al., 2012; Stirling et Derocher, 2012; Rode et al., 2014; Crawford et al., 2015; Harwood et al., 2015; Obbard et al., 2016). La perte de glace de mer n’est pas le seul facteur responsable de l’évolution démographique récente de la population de l’unité de gestion du sud de la mer de Beaufort; d’autres facteurs, comme les maladies et la compétition, y jouent également un rôle (Bromaghin et al., 2015).

La perte d’habitat de glace de mer peut avoir une incidence négative sur l’état corporel des ours blancs, le taux de survie des adultes et des jeunes, la reproduction, et la répartition et les effectifs des espèces dont s’alimentent les ours, et cause une fragmentation de l’habitat. Des effets négatifs ont été observés dans les unités de gestion de l’ouest de la baie d’Hudson, du sud de la baie d’Hudson, de la baie de Baffin, du détroit de Davis et du sud de la mer de Beaufort (voir les sections Tendances en matière d’habitat et Taille et tendances des populations). On prévoit une baisse de 30 % de la population mondiale de l’espèce d’ici 2050, quoiqu’il y ait une certaine incertitude concernant le modèle ayant servi à établir cette estimation (section Tendance projetée). Les sections suivantes traitent en détails de la relation entre la glace de mer et la survie, la productivité et l’écologie des ours blancs.

État et taille corporels amoindris

L’état corporel est établi sur la base d’un indice normalisé reliant la masse combinée de graisse et de muscle squelettique et la longueur corporelle (voir p. ex. Obbard et al., 2016). Il est essentiel pour les ours blancs d’accumuler des réserves de graisse leur permettant de survivre à la période de jeûne sans glace et, pour les femelles gravides, d’être en suffisamment bon état pour la mise bas hivernale et l’allaitement (Ramsay et Stirling, 1988; Derocher et al., 1993a; Atkinson et Ramsay, 1995; Derocher et Stirling, 1995b; Atkinson et al., 1996; Polischuk et al., 2002). La perte de poids chez les ours durant la période sans glace varie selon le sexe, l’âge et le statut reproducteur (Pilfold et al., 2016a); la perte de poids médiane a été établie à environ 1 kg/jour en moyenne durant la période sans glace (Stirling et Derocher, 2012; Pilfold et al.,2016a). Le fait que les ours passent moins de temps à chasser et ont moins de succès à la chasse en raison de la perte d’habitat de glace mer contribue à la détérioration de leur état corporel, ce qui réduit leur taux de survie, leur reproduction et leur effectif (Stirling et Archibald, 1977; Stirling et Øritsland, 1995; Stirling et al., 1999). Les ours blancs passent beaucoup de temps sur la glace de mer à la recherche de nourriture, et la période printanière d’hyperphagie (très forte consommation alimentaire) est particulièrement importante pour l’amélioration et le maintien de leur état corporel (Molnár et al., 2010, 2014; Pilfold et al., 2016a). Selon des modèles, si la durée de la période de jeûne sans glace augmentait à 120 jours (scénario d’absence de glace durant l’été), alors environ 2 % à 3 % des mâles adultes mourraient d’inanition, le pourcentage augmentant à environ 9-21 % si cette période était de 180 jours, et à 29-48 % pour une période de jeûne de 210 jours (Molnár et al., 2010, 2014). Les subadultes seraient plus vulnérables à un jeûne prolongé, leur taux de mortalité par inanition ayant été estimé à 56-63 % dans le cas d’une période de jeûne de 180 jours (Pilfold et al., 2016a).

Des baisses de l’état et de la taille corporels des ours blancs ont été observées dans les unités de gestion du sud de la mer de Beaufort (Stirling et al.,1999; Regehr et al.,2007; Regehr et al., 2010; Rode et al., 2014), du détroit de M’Clintock (Keith et Arqviq, 2006; Canadian Wildlife Service, 2009), du bassin de Foxe (McDonald et al., 1997), de l’ouest de la baie d’Hudson (Stirling et al.,1999; Sciullo et al.,2016), du sud de la baie d’Hudson (Obbard et al., 2016; Rode et al., 2012), de la baie de Baffin (Dowsley et Wenzel, 2008; Rode et al., 2012; SWG, 2016) et du détroit de Davis (Rode et al., 2012). Le moment de la dislocation des glaces, la durée de la période sans glace et la concentration de la glace de mer sont des facteurs qui ont été associés à la détérioration de l’état corporel (voir p. ex. Rode et al., 2014). Les tendances de l’état corporel des adultes, des jeunes, des mâles et des femelles des diverses unités de gestion ont varié. Les CTA pour l’unité du sud de la mer de Beaufort indiquent que l’état corporel est demeuré stable au fil du temps (Species at Risk Committee, 2012; Joint Secretariat, 2017). Dans l’unité de gestion de la mer des Tchouktches, qui est adjacente à l’unité du sud de la mer de Beaufort et qui, s’étendant en grande partie sur la plateforme continentale, présente une forte productivité biologique océanique et une bonne abondance de proies, les pertes de glace de mer n’ont pas affecté l’état et la taille corporels des ours blancs (Rode et al., 2014).

Les CTA offrent des vues diverses sur les impacts de la perte de glace de mer sur les ours blancs (section Physiologie et adaptabilité), et il est reconnu que la question est complexe (Joint Secretariat, 2015). Le consensus récent est toutefois reflété par la citation suivante : « Pour les Inuvialuits, on ne peut prévoir l’avenir; il peut être bon ou mauvais en ce qui concerne les ours blancs. Cependant, le consensus parmi les participants à l’atelier était que les ours blancs sont des animaux très intelligents qui peuvent s’adapter aux changements climatiques, car ils se sont adaptés à bien des choses depuis des milliers d’années » (Joint Secretariat [2015], p. 196, traduction libre). Les détenteurs de connaissances traditionnelles des unités de gestion de la mer de Beaufort confirment que les conditions de glace de mer sont en train de changer, mais font remarquer qu’elles ont toujours été très variables (Joint Secretariat, 2015).

Reproduction réduite

La diminution du couvert neigeux représente pour l’aménagement de tanière de maternité une menace importante (J. Oovaut, comm. pers., 2018), mais les données sur les effets à l’échelle de la population sont limitées, et on s’intéresse actuellement surtout à la fécondité. Il a été observé que les femelles bien portantes produisent des portées plus importantes et des oursons plus lourds (Derocher et Stirling, 1994; Molnár et al.,2011; Joint Secretariat, 2015). L’accouplement et la taille des portées des ours blancs peuvent être affectés par des modifications des conditions de glace de mer. Le succès de recherche de partenaires sexuelles ou le taux de rencontre de femelles chez les mâles pourraient se trouver réduits par la perte de glace de mer, ce qui affecterait la probabilité d’accouplement (Derocher et Stirling, 1995b). Pour l’ouest de la baie d’Hudson, un modèle de bilan énergétique a montré qu’il y aurait diminution de la taille des portées sila dislocation printanière de la glace de mer se produisait plus tôt; par exemple, si la dislocation printanière se produisait un mois plus tôt que dans les années 1990, de 40 % à 79 % des femelles pourraient ne pas se reproduire (Molnár et al., 2011). L’unité de gestion de l’ouest de la baie d’Hudson présente une taille moyenne des portées inférieure à celles mesurées dans les unités de gestion adjacentes du bassin de Foxe et du sud de la baie d’Hudson (Stapleton et al., 2014; Dyck et al.,2017). Les triplets étaient plus communs dans le passé; la dernière portée de triplets manipulée dans le cadre du programme sur l’ours blanc d’ECCC dans l’ouest de la baie d’Hudson remonte à 1996 (N.J. Lunn, comm. pers.). Les taux de reproduction plus bas observés dans le détroit de Davis s’expliquent probablement par des modifications de l’habitat de glace de mer et/ou la densité d’ours (Rode et al., 2012; Peacock et al., 2013). Une relation positive entre masse des portées et disponibilité d’habitat de glace de mer a été rapportée pour le sud de la mer de Beaufort (Rode et al., 2010a).

Survie des adultes et des jeunes

Les baisses de taux de survie observées dans certaines unités de gestion au cours de la dernière décennie ont été attribuées aux effets de la détérioration de l’habitat de glace de mer (Regehr et al., 2007; Bromaghin et al., 2015). Les ours juvéniles, subadultes et sénescents sont probablement très vulnérables aux modifications de la disponibilité de nourriture liées aux conditions d’habitat (Regehr et al., 2007), mais des études récentes ont montré que les taux de survie des mâles et des femelles adultes ont aussi diminué durant une période où les conditions de glace de mer étaient défavorables ou les proies peu nombreuses dans le sud de la mer de Beaufort (Regehr et al., 2010; Bromaghin et al., 2015). Dans l’unité de gestion de l’ouest de la baie d’Hudson, de courtes périodes d’amélioration ou de stabilité des conditions de glace de mer ont donné lieu à un accroissement des taux de survie (Lunn et al., 2016).

Il y a une certaine variation dans la relation entre taux de survie et glace de mer. Dans l’ouest de la baie d’Hudson, il a été observé que le taux de survie des femelles de toutes les classes d’âge était corrélé avec la dislocation et la formation de la glace de mer (Lunn et al., 2016), mais ce n’était pas le cas pour les mâles. Dans la même unité de gestion, Regehr et al.(2007) ont observé une baisse du taux de survie des ours juvéniles, subadultes et sénescents. Dans le détroit de Davis, il a été observé que le taux de survie des ours variait en fonction du temps et de la géographie, et était relié à des facteurs comprenant des modifications de l’habitat de glace de mer et la quantité de proies, notamment les accroissements des effectifs de phoques du Groenland (Peacock et al., 2013). Dans le sud de la baie d’Hudson, les taux de survie ont diminué chez toutes les classes d’âge et chez les deux sexes (Obbard et al., 2007). Dans l’unité du sud de la mer de Beaufort, le taux de survie des ours blancs a diminué avec l’accroissement du nombre de jours sans glace (Hunter et al., 2010; Rode et al., 2010a). Dans la baie de Baffin, le taux de survie des jeunes et des adultes a diminué en rapport avec la survenue plus hâtive de la dislocation de la glace de mer au printemps (Peacock et al., 2012; SWG, 2016).

Disponibilité de proies réduite – répartition et effectifs des espèces

La principale proie des ours blancs dans de nombreuses régions est le phoque annelé, espèce qui a besoin de glace de mer pour se reproduire (Stirling et McEwan, 1975; Iverson et al., 2006; Thiemann et al., 2008b). La répartition, les effectifs et l’état corporel des phoques annelés et d’autres mammifères qui dépendent de la glace de mer seront affectés par la perte de glace de mer, et par les modifications des précipitations et de la productivité océanique (Tynan et DeMaster, 1997; Kelly, 2001; Smith et Harwood, 2001; Ferguson et al., 2005; Stirling, 2005; Laidre et al., 2008; Iacozza et Ferguson, 2014; Harwood et al., 2015; Stirling et Derocher, 2012; Joint Secretariat, 2015), ce qui affectera le succès d’alimentation des ours blancs (Slavik et al., 2009; Derocher et al., 2004; Joint Secretariat, 2015; York et al., 2016).

Les CTA indiquent que les phoques sont importants, mais que l’impact d’une réduction de cette ressource alimentaire n’est pas clair. Par exemple, les Inuvialuits « ont remarqué que les phoques sont affectés par les changements climatiques et ont observé des baisses des effectifs de phoques et une détérioration de l’état corporel de ceux-ci. Les impacts du développement et des changements climatiques sur les phoques se répercuteront sur les ours blancs. Si ces derniers ne peuvent chasser des phoques à cause des modifications des conditions de glace de mer, il leur sera difficile de se tourner vers d’autres proies. Cependant, de nombreux chasseurs et aînés croient que les ours blancs sauront s’adapter avec le temps » (Species at Risk Committee [2012], p. viii, traduction libre). Des baisses de recrutement chez les phoques annelés ont été attribuées à l’accroissement de la température et à la réduction de l’épaisseur de neige (Ferguson et al., 2005). Dans une enquête sur les CTA, des résidents de l’unité de gestion du sud de la baie d’Hudson vivant sur la côte est (au Québec) ont exprimé l’opinion que la baisse du nombre de phoques serait due principalement à l’accroissement de la turbidité causé par les aménagements hydroélectriques (Laforest et al., 2018).

Le phoque annelé est classé par le gouvernement des États-Unis comme étant une espèce menacée aux termes de l’Endangered Species Act de 2012 (NMFS, 2012), populations canadiennes comprises. Dans la Liste rouge de l’UICN, le phoque annelé est classé dans la catégorie « préoccupation mineure » (IUCN Red List, 2016). Au Canada, le COSEPAC a désigné le phoque annelé comme étant non en péril en 1989, mais son Sous-comité de spécialistes des mammifères marins réexamine actuellement la situation de l’espèce.

Les écosystèmes de glace de mer où prédominaient autrefois la glace pluriannuelle sont en train de disparaître, la part totale de glace saisonnière/annuelle étant en augmentation. Les conséquences écologiques de ce changement fondamental ne sont pas bien comprises, mais il semble qu’en un premier temps, il pourrait y avoir accroissement de la productivité primaire et formation d’un meilleur habitat de glace pour les phoques annelés et d’autres proies des ours blancs (Kingsley et al., 1985; Derocher et al., 2004; Arrigo et al., 2008; Barber et al., 2015). Les ours blancs semblent préférer un mélange de types de glaces et le passage d’une prépondérance de glace pluriannuelle à une diversification des types de glaces pourrait être favorable aux ours blancs (section Habitat). Par conséquent, il a été avancé (Derocher et al., 2004) que ce changement, du moins jusqu’à ce que la majeure partie de la glace de tout type ait disparu en été, pourrait être profitable aux ours blancs des unités de gestion renfermant de fortes proportions de glace pluriannuelle, comme celles de la baie Norwegian, du détroit de M’Clintock et du détroit de Lancaster (Stirling et Derocher, 2012). Il a toutefois été rappelé de faire preuve de prudence à ce sujet, car la réponse des phoques n’a pas été étudiée et, même si l’hypothèse est correcte, les populations de phoques annelés, espèce longévive (> 35 ans), pourraient prendre de nombreuses années avant d’atteindre des niveaux stables profitables aux ours, si la densité de phoques est actuellement faible dans les régions de glace pluriannuelle (E. Richardson, comm. pers., 2018).

Certains auteurs ont avancé que les ressources alimentaires terrestres sont suffisantes pour que les ours blancs conservent un bon état corporel (Dyck et Kebreab, 2009; Gormezano et Rockwell, 2015; Cardinal, sans date), mais selon d’autres (voir p. ex. Rode et al., 2010b, 2015; Pilfold et al., 2016a), cette hypothèse n’est pas fondée parce que la valeur calorique de la plupart des ressources alimentaires terrestres est insuffisante (section Physiologie et adaptabilité).

Fragmentation croissante de la glace de mer

La perte de glace de mer peut briser la continuité spatiale et temporelle de l’habitat des ours blancs (Sahanatien et Derocher, 2012). La perte de glace de mer pluriannuelle présente depuis longtemps pourrait faire que les ours cesseraient d’être fidèles aux unités de gestion de l’archipel arctique telles que délimitées actuellement (Schweinsburg et Lee, 1982; Schweinsburg et al., 1982; Taylor et al., 2001). La dislocation plus hâtive de la glace peut séparer les ours du front de glace pluriannuelle en recul et de leur habitat d’estivage, et les femelles de leurs lieux de mises bas traditionnels. Les modifications de la répartition de la glace de mer en automne ou en hiver peuvent retarder le retour des ours sur la glace de mer (Derocher et al., 2004; Durner et al., 2011; Pagano et al., 2012; Stirling et Derocher, 2012). La fragmentation de la glace de mer accroît la distance entre la banquise et la glace de rive ou les terres, d’où des observations accrues d’ours blancs effectuant de longs déplacements à la nage énergivores (> 50 km), qui peuvent entraîner la mort (Monnett et Gleason, 2006; Molnar et al., 2007 Durner et al., 2011; Pagano et al., 2012; Pilfold et al.,2016b). La perte de connectivité spatiale de la glace de mer au printemps peut réduire les possibilités d’accouplement (Molnar et al., 2007; Molnar et al., 2008) ainsi que l’accès aux aires d’alimentation. La réduction des aires de répartition saisonnières des ours dans l’unité de gestion de la baie de Baffin serait associée à la perte de glace de mer (Laidre et al., 2018).

Catégories de menaces à impact faible

Chasse et capture d’animaux terrestres – UICN 5.1

La chasse fondée sur des taux de récolte soutenables n’est pas considérée comme étant une menace importante; la chasse serait une menace importante si elle était excessive, ou si des récoltes excessives n’étaient pas déclarées ou prises en compte dans l’établissement des quotas de récolte (Taylor et al., 2002, 2005, 2006a, 2008a). L’impact de la chasse excessive est lié au fait que les ours blancs atteignent la maturité à un âge tardif et ont un faible taux de reproduction (section Biologie). Certaines des petites unités de gestion du Canada (p. ex. détroit du Vicomte-Melville, baie Norwegian, bassin de Kane) sont vulnérables à la chasse excessive parce que les ours y ont des domaines vitaux de faible étendue et que l’habitat de bonne qualité y est limité (Taylor et al., 2002, 2008a). Ces caractéristiques peuvent faire que les ours se trouvent concentrés dans l’espace, ce qui donne l’impression qu’ils peuvent soutenir de forts taux de récolte, jusqu’à ce que la population soit grandement réduite. L’équipement de chasse moderne (motoneiges, véhicules tout-terrain, bateaux à moteur, carabines de gros calibre, GPS) facilite le repérage et la récolte des ours (Atatahak et Banci, 2001). Les ours blancs se trouvant à terre durant la période sans glace peuvent être particulièrement vulnérables à la chasse dans certaines régions où celle-ci est communément pratiquée dans cette période. Le changement des conditions de glace de mer modifie l’accès aux ours dans certaines régions; dans l’unité de gestion du sud de la mer de Beaufort, il y a eu réduction de la récolte à cause de conditions de glace non sécuritaires (S. Carrière, comm. pers., 2018).

L’impact de cette menace est jugé faible parce qu’il y a au Canada un système de réglementation de la chasse de l’ours blanc, qui couvre la chasse de subsistance et la chasse sportive guidée (Peacock et al., 2011). Les taux de prélèvement sont inférieurs au prélèvement potentiel maximum (tableau 5). La chasse est pratiquée dans toutes les provinces et territoires abritant des ours blancs, sauf au Manitoba. Dans la plupart des provinces et territoires, sauf en Ontario et dans certaines régions du Québec (section Statuts et protection juridiques), une récolte totale autorisée ou une autre forme de niveau de récolte est fixée par unité de gestion par les conseils de gestion des ressources fauniques e recommandée aux autorités responsables fédérales, provinciales ou territoriales (Brower et al., 2002; Peacock et al., 2010; tableau 5). Il y a un quota de récolte pour les Inuits du Nunavik, au Québec, pour l’unité de gestion du sud de la baie d’Hudson, mais pas pour les autres unités où chassent les Inuits du Nunavik (détroit de Davis, bassin de Foxe). Au Québec et en Ontario, il n’y a pas de quota de récolte pour les Cris, qui peuvent récolter des ours blancs en vertu de droits issus de traités. De nombreux facteurs influent sur les taux de récolte – prix de l’essence, sécurité de la glace de mer et possiblement prix aux enchères (voir p. ex. Cooper, 2015) –, mais la récolte totale autorisée est gérée par les autorités responsables de manière à ce qu’elle demeure soutenable dans le long terme. Les mortalités d’ours blancs causées par l’homme, dues à la chasse, à l’abattage pour protection de la vie humaine ou de la propriété, à la recherche scientifique et à d’autres activités humaines, ont varié entre 575 et 696 de 2012-2013 à 2016-2017 pour l’ensemble des unités de gestion se trouvant en tout ou en partie au Canada (tableaux sur la situation des sous-populations produits par le Comité technique de l’ours blanc, 2014-2018). Ces totaux n’incluent pas un nombre inconnu de mortalités en Ontario (une partie de l’unité du sud de la baie d’Hudson), au Manitoba (unité de l’ouest de la baie d’Hudson) ou au Québec (une partie des unités du bassin de Foxe, du détroit de Davis et du sud de la baie d’Hudson).

Pour la plupart des unités de gestion, les abattages pour protection de la vie humaine ou de la propriété ne sont pas pris en compte dans la récolte totale autorisée, mais ils le sont pour certaines unités. Un peu partout dans l’aire de répartition canadienne de l’ours blanc, il y a d’année en année de plus en plus d’incidents de conflit ours blancs-humains et d’abattages pour protection de la vie humaine ou de la propriété, particulièrement durant la période sans glace, quand les ours sont à terre (McDonald et al., 1997; Makivik Corporation, 2001; Stirling et Parkinson, 2006; Dowsley, 2007; Dowsley et Wenzel, 2008; Canadian Wildlife Service, 2009; Nirlungayuk et Lee, 2009; Towns et al., 2009; Henri, 2010, 2012; Kotierk, 2010; Lemelin et al., 2010b; Clark et al.,2012). Les autorités responsables ont fait des efforts pour que soient mieux déclarés les incidents de conflit et mieux compilées les données à ce sujet, mais des efforts supplémentaires doivent être faits, car il n’existe pas actuellement de sommaire rapportant la totalité des conflits ours-humains. Les explications possibles de l’accroissement apparent des incidents de conflit varient selon les endroits et comprennent l’augmentation du temps que les ours passent à terre en raison de l’accroissement de la période sans glace, l’accroissement des effectifs d’ours, le fait que l’état corporel des ours revenant de leur séjour sur la glace peut être moins bon, l’accroissement des activités humaines dans l’habitat des ours blancs (collectivités en croissance, camps, tourisme, exploration et exploitation minières, industrie pétrolière et gazière, activités de recherche), et l’accroissement des quantités de détritus et de carcasses qui attirent les ours (Stenhouse et al.,1988; Stirling et al., 1999; Derocher et al., 2004; Dyck, 2006; Schliebe et al., 2008). Les conflits ours-humains à Churchill, au Manitoba, se sont accrus durant une période de baisse de l’effectif d’ours (Towns et al., 2009). Dans l’unité de gestion de l’ouest de la baie d’Hudson, le quota de récolte pour les saisons de chasse 2017-2018 et 2018-2019 a été progressivement augmenté en raison d’inquiétudes quant à la sécurité des personnes. L’établissement d’une capacité de charge sociale pourrait devenir une pratique plus commune dans l’avenir si l’on constatait un accroissement des conflits ours-humains dans d’autres unités de gestion.

Les peuples et organisations autochtones ont exprimé des inquiétudes concernant les effets des agents immobilisants et de la manipulation des ours blancs sur la santé, le comportement et la survie de ces derniers (Nirlungayuk et Lee 2009; Henri, 2012; Joint Secretariat, 2015; York et al.,2015; Joint Secretariat, 2017; Laforest et al., 2018). Les mortalités accidentelles résultant des activités de recherche ne sont pas prises en compte dans la récolte totale autorisée, mais elles sont rares (tableaux sur la situation des sous-populations produits par le Comité technique de l’ours blanc).

Pollution – UICN 9.0

En tant que prédateur du sommet du réseau trophique qui a besoin d’aliments riches en gras d’origine marine, l’ours blanc est exposé à de fortes concentrations de polluants, comme des composés chlorés, bromés et fluorés ainsi que des métaux lourds qui se bioaccumulent dans le réseau trophique marin (Arctic Monitoring and Assessment Programme, 2017). La plupart des polluants présents dans les ours blancs sont issus d’un transport sur de grandes distances depuis des zones industrielles. Les niveaux de pollution et les types de polluants varient grandement dans l’espace, certaines unités de gestion des ours blancs présentant des niveaux beaucoup plus élevés (Norstrom et al., 1998; Letcher et al., 2010, 2018). Les profils temporels des concentrations de polluants varient aussi selon l’unité de gestion et le type de polluant, les concentrations de certains polluants augmentant et celles d’autres polluants diminuant au fil du temps (Dietz et al., 2006). Dans un rapport provisoire, il est indiqué que les concentrations de mercure dans certains foies d’ours blancs de régions canadiennes de l’Extrême-Arctique et de la mer de Beaufort tombent dans la catégorie « exposition élevée/risque pour la santé » (Arctic Monitoring and Assessment Programme, 2018). Les polluants affectent nombre de paramètres et fonctions biologiques : stéroïdes sexuels, hormones thyroïdiennes, vitamines, croissance et développement, histopathologie hépatique et rénale, organes reproducteurs, toxicité pour le système nerveux central, densité osseuse, fonction immunitaire, cancérogénicité et rendement reproductif (voir p. ex. McKinney et al., 2010; Sonne, 2010; Sonne et al., 2011; Dietz et al., 2015; Gabrielsen et al., 2015). Il se pourrait que les femelles allaitantes exposées à des polluants transmettent à leurs jeunes en développement de fortes concentrations de ces substances (Polischuk et al., 2002; Bytingsvik et al., 2012; Jenssen et al., 2015). On s’inquiète aussi de possibles effets synergiques des changements climatiques et de la pollution (Jenssen et al., 2015).

Les effets des polluants ont été étudiés surtout à l’échelle des individus, dans le cadre d’études de corrélation établissant des relations entre des paramètres biologiques (p. ex. concentration hormonale, densité osseuse) et des concentrations de polluants (Sonne, 2010). Derocher et al.(2003) ont trouvé dans des échantillons de tissus archivés provenant du Svalbard des niveaux de PCB, DDT et autres toxiques qui étaient suffisants pour conclure que ces toxiques ont probablement limité la croissance de population attendue après arrêt de la chasse. Cependant, de façon générale, le rôle des polluants dans les baisses de population s’est avéré difficile à prouver (Jenssen et al., 2015). L’effet des déversements d’hydrocarbures est traité à la section sur la menace UICN 3.0 (Production d’énergie et exploitation minière).

Catégories de menaces à impact négligeable

De nombreuses menaces traitées dans le calculateur des menaces ont été jugées négligeables et seules celles d’entre elles qui sont les plus importantes ou pour lesquelles on dispose le plus d’information sont présentées ici. Les autres sont indiquées dans le calculateur des menaces (annexe 1).

Production d’énergie et exploitation minière – UICN 3.0

Depuis le milieu des années 1960, l’exploration énergétique et minière a donné lieu à de nouveaux types d’activités humaines dans l’Arctique. Les déversements d’hydrocarbures ou de carburants issus d’activités de forage, de navires de charge et d’accidents de navires-citernes sont des dangers connus pour les ours blancs. Les hydrocarbures sont toxiques et potentiellement mortels pour les ours même en faibles quantités (Stirlinget al., 1990; Hurstet al., 1991; Durneret al., 2000; Arctic Council, 2009), et ces études indiquent que les principales menaces qu’ils présentent pour les ours blancs sont les suivantes : problèmes de thermorégulation quand des hydrocarbures imprègnent la fourrure des ours, défaillance d’organes après ingestion d’hydrocarbures lors du toilettage ou par consommation de proies contaminées, et impacts négatifs sur les proies. Les résidents du nord sont très préoccupés par l’impact des déversements d’hydrocarbures sur la vie marine (Slavik, 2009). L’infrastructure actuelle et les capacités d’intervention en cas de déversement d’hydrocarbures ou de carburants sont inadéquates dans l’Arctique canadien, et il n’y a pas d’installations pour soigner les animaux exposés à de tels déversements.

D’importantes réserves de pétrole et de gaz existent dans l’archipel arctique (bassin de Sverdrup), la baie de Baffin et la mer de Beaufort (Chenet al., 2004; Gautieret al., 2009). Ces réserves se trouvent dans les unités de gestion de la baie Norwegian, du détroit de Davis, de la baie de Baffin, du détroit de Lancaster, du détroit du Vicomte-Melville, du sud de la mer de Beaufort et du nord de la mer de Beaufort. On ne sait pas quand ces réserves seront exploitées ou si elles le seront en raison des difficultés que présente le forage dans l’environnement arctique et de l’éloignement des marchés, mais les entreprises demeurent intéressées, en témoigne le fait qu’elles conservent leurs concessions et prévoient effectuer de nouveaux essais de prospection sismique. Dans l’unité du détroit de Davis, il y a eu accroissement des activités d’exploration, notamment de prospection sismique, et d’exploitation au large de la côte du Labrador (CNLOPB, 2018).

Des mines sont en exploitation ou en train d’être aménagées dans l’aire de répartition de l’ours blanc dans les Territoires du Nord-Ouest, au Nunavut, au Québec et au Labrador. L’exploration minière a été intense dans l’Arctique et de nombreux gisements ont été repérés. La construction de mines et de l’infrastructure associée peut déplacer des ours blancs d’aires de mise bas et de refuges qu’ils occupent durant la période sans glace en milieu terrestre (Amstrup, 1993; Linnellet al., 2000; Atatahak et Banci, 2001; Keith, 2005; Dyck et Baydack, 2004; Slavik, 2010, 2013), ainsi que d’aires marines si les activités minières s’accompagnent de transport maritime à longueur d’année.

Voies de transport par eau – UICN 4.3

De nouveaux ports et du transport maritime à longueur d’année nécessitant un déglaçage ont été proposés, ce qui a soulevé des inquiétudes quant à la possibilité que des ours puissent alors être déplacés d’aires d’alimentation marines et que des espèces proies soient affectées (phoque annelé et phoque barbu) (Blix et Lentfer, 1992; Slavik, 2010, 2010, 2013; Canadian Wildlife Service, 2009). La circulation de porte-conteneurs pourrait s’accroître si le passage du Nord-Ouest en venait à être libre de glace saisonnièrement. On prévoit que des routes de transport maritime par le passage du Nord-Ouest seront exploitées d’ici le milieu du siècle (Smith et Stephenson, 2013).

Activités récréatives – UICN 6.1

L’ours blanc est une espèce très attrayante pour les touristes. On s’inquiète que l’observation des ours puisse les chasser d’habitats terrestres et de glace de mer qu’ils occupent et d’une habituation entraînant chez eux des changements de comportement donnant lieu à davantage de conflits (Tetlichi et al., 2004; Nirlungayuk et Lee, 2009). Le tourisme axé sur l’observation des ours blancs est le plus développé et le plus intense à Churchill, au Manitoba, et il est aussi pratiqué moins intensément et à plus petite échelle au Nunavut, dans les Territoires du Nord-Ouest, en Ontario, au Québec et au Labrador. Il y a eu peu de recherches sur les impacts potentiels du tourisme sur les ours blancs (Prestrud et Stirling, 1994; Dyck et Baydack, 2004; Lemelin, 2006; Andersen et Aars, 2008), mais Rode et al.(2018) ont mené des enquêtes auprès de gestionnaires, de voyagistes, de membres des collectivités et de scientifiques pour établir la portée des activités récréatives. Les résultats laissent penser que moins de 10 % de la population d’ours blancs est exposée à la plus grande part des types d’activités récréatives. Le trafic de bateaux de croisière est en hausse, mais son impact sur les ours et les espèces dont ils se nourrissent ne sont pas bien compris. Il y a un intérêt croissant pour les visites de lieux de mise bas, particulièrement dans la région de Churchill (voir p. ex. Churchill Wild, 2018).

Catégories de menaces à impact inconnu

Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques – UICN 8.0

Des données indiquent que de nouveaux pathogènes font leur apparition dans l’Arctique à la faveur du réchauffement de l’environnement (Burek et al., 2008; Kutz et al., 2013). L’impact de ce phénomène sur les ours blancs n’a pas été établi, mais il se pourrait que les pathogènes présents en viennent à constituer un important facteur de mortalité, ou à réduire la productivité des ours subissant un stress physiologique (Patyk et al., 2015). Les ours blancs ont des défenses immunitaires relativement faibles du fait qu’ils ont évolué dans un environnement rigoureux où la richesse en parasites ne peut être élevée (Weber et al., 2013); de nouveaux pathogènes pourraient donc avoir des impacts importants. Pour le moment, l’impact de cette menace est jugé inconnu parce que son impact sur les populations est inconnu. En outre, il est difficile de savoir quelles espèces sont non indigènes et constituent une menace (menace UICN 8.1 : espèces exotiques [non indigènes] envahissantes), ou quelles espèces sont indigènes, les pathogènes indigènes étant considérés comme constituant un facteur limitatif et étant donc exclus de l’évaluation des menaces. Les espèces indigènes en expansion en raison des changements climatiques seraient considérées comme constituant une menace, comme l’ours brun, qui étend sa répartition depuis les régions côtières jusque sur la glace de mer dans la région de l’ouest (Joint Secretariat, 2015). Des cas où un ours brun a tué un ours blanc ont été signalés (section Relations interspécifiques), mais l’ampleur de la menace est inconnue.

Autres modifications de l’écosystème – UICN 7.3

La modification des conditions de glace de mer altérera probablement  la dynamique prédateurs-proies dans une grande partie de l’Arctique, notamment du fait d’une augmentation possible des effectifs d’épaulards qui aura un impact sur les phoques et les poissons, mais qui pourrait aussi offrir aux ours des possibilités d’alimentation sur les carcasses de baleines tuées par les épaulards. L’impact de cette menace est inconnu.

Nombre de localités

La détérioration de l’habitat découlant de la perte de glace de mer due aux changements climatiques d’origine humaine est la menace plausible la plus commune pour la population, mais on prévoit une variation considérable de la gravité et du moment des modifications des conditions de glace dans le futur sur une très vaste étendue (5 millions de km2) (section Tendances en matière d’habitat). Par conséquent, le nombre de localités est inconnu, mais jugé élevé et supérieur au seuil de 10 localités figurant dans les critères d’évaluation des espèces sauvages du COSEPAC.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

À l’échelle internationale

L’Accord sur la conservation des ours blancs (polaires) a été signé par le Canada, les États-Unis, l’ancienne Union soviétique, la Norvège et le Danemark (Groenland) en novembre 1973 et est entré en vigueur en mai 1976 (Larsen et Stirling, 2009; Federal Register, 2008). Cet accord interdit la chasse des ours blancs sauf aux Autochtones et, selon l’interprétation du Canada, par transfert de droits exclusifs, aux chasseurs sportifs guidés par des Autochtones utilisant des attelages de traîneaux à chiens. L’accord exige aussi que chaque signataire mène des recherches concernant la conservation et la gestion de l’espèce, et communique les résultats à tous les autres pays signataires aux deux ans. Le gouvernement fédéral du Canada a signé l’accord au nom de l’ensemble des provinces et territoires. Les États de l’aire de répartition de l’ours blanc maintiennent leur engagement envers l’accord.

L’ours blanc est inscrit à l’Annexe II de la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES). La CITES est un traité international qui a pour but de protéger les espèces visées contre le commerce international non réglementé. Aux termes de la CITES, tout transport, échange ou vente international d’ours blancs ou de parties d’ours blancs nécessite un avis de commerce non préjudiciable et le permis afférent. Depuis juillet 1975, un registre permanent de tous les ours blancs, de toutes les peaux d’ours blancs ou de tout autre produit issu d’ours blancs légalement exportés depuis le Canada ou importés au Canada est tenu par le gouvernement du Canada.

En 2008, l’ours blanc a été inscrit à la liste des espèces menacées de l’Endangered Species Act des États-Unis (Federal Register, 2008) parce qu’il avait été déterminé que l’habitat de l’ours blanc, principalement la glace de mer, connaissait une réduction qui allait se poursuivre, et que cette perte d’habitat constituait une menace pour l’espèce. En Norvège, l’ours blanc est classé comme étant une espèce vulnérable, suivant une méthodologie très semblable à celle utilisée par l’UICN (Kålås et al., 2010). L’espèce est également classée vulnérable au Groenland (Boertmann, 2007). L’ours blanc figure dans la liste rouge de la Fédération de Russie sous trois désignations pour trois populations, soit « statut incertain », « taxon rare » et « taxon en rétablissement » (Iliashenko et Iliashenko, 2000).

Au Canada

Au Canada, les gouvernements provinciaux et territoriaux sont responsables de la plupart des activités de gestion, mais ils prennent les décisions en la matière de concert avec les peuples autochtones, comme le prescrivent la Constitution canadienne, les accords de revendications territoriales et d’autres ententes et processus. Le gouvernement fédéral est responsable de la gestion du territoire domanial fédéral, qui comprend les parcs nationaux et les réserves nationales de faune, ainsi que des zones marines bordant la côte du Québec constituant la Région marine du Nunavik et la Région marine d’Eeyou. Six unités de gestion font l’objet d’une gestion partagée entre provinces et territoires, et cinq unités de gestion font l’objet d’une gestion internationale. Quatre unités de gestion sont gérées uniquement par le Nunavut.

Dans sa première évaluation de l’ours blanc, réalisée en 1986, le COSEPAC avait désigné l’espèce non en péril. En 1991, le Comité l’a désigné espèce préoccupante. Cette désignation a été réexaminée et confirmée en 1999, 2002, 2008 et 2018. L’ours blanc a été officiellement inscrit en 2011 comme espèce préoccupante à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (L.C. 2002) du gouvernement fédéral. La Loi sur les espèces en péril exige qu’un plan de gestion fédéral soit élaboré pour les espèces préoccupantes figurant à l’annexe 1.

Au Yukon, l’ours blanc n’est pas inscrit comme espèce en péril, mais il est protégé par la Loi sur la faune (L.R.Y. 2002; Inuvialuit Final Agreement [Convention définitive des Inuvialuits], 1984), qui dispose que seuls les Inuvialuits peuvent chasser l’ours blanc dans la région désignée des Inuvialuits, qui comprend la côte yukonnaise de la mer de Beaufort, où l’espèce est présente. Le Conseil inuvialuit de gestion du gibier est responsable de l’allocation de la récolte totale autorisée d’ours blancs au Yukon aux bénéficiaires de la Convention définitive des Inuvialuits (1984). Le Yukon a contribué à l’élaboration de l’Inuvialuit Settlement Region Polar Bear Co-management Plan (plan de cogestion de l’ours blanc dans la région désignée des Inuvialuits) (Joint Secretariat, 2017). Le gouvernement territorial du Yukon collabore avec le Conseil inuvialuit de gestion du gibier conformément aux dispositions de la Convention définitive des Inuvialuits (1984).

Dans les Territoires du Nord-Ouest, l’ours blanc a été inscrit en 2014 comme espèce préoccupante à la Loi sur les espèces en péril (TNO) (L.T.N.-O. 2009) en raison de ses caractéristiques biologiques et des menaces signalées à son égard (Species at Risk Committee, 2012). En 2017, l’Inuvialuit Settlement Region Polar Bear Co-management Plan (plan de cogestion de l’ours blanc dans la région désignée des Inuvialuits) (Joint Secretariat, 2017) a été approuvé. Ce plan décrit les buts et objectifs en matière de gestion des ours blancs pour l’entièreté de la région désignée des Inuvialuits, dans les Territoires du Nord-Ouest et au Yukon. Les gouvernements territoriaux collaborent avec les organismes de gestion régionaux et locaux conformément aux dispositions de la Convention définitive des Inuvialuits (1984) en ce qui concerne la récolte totale autorisée, les vignettes de chasse, la déclaration des prises et la présentation d’échantillons relativement à la récolte et à la protection des ours blancs. Le Conseil consultatif de la gestion de la faune (Territoires du Nord-Ouest) et le Conseil consultatif de la gestion de la faune (versant nord) recommandent la récolte totale autorisée au ministre, et le Conseil inuvialuit de gestion du gibier alloue les quotas aux collectivités. Les Inuvialuits peuvent allouer une partie de leur quota à des chasses guidées en transférant leur droit exclusif de chasse de l’ours blanc.

Au Nunavut, l’ours blanc n’est inscrit à aucune loi territoriale et n’est non plus désigné par aucune. Les ours blancs peuvent être chassés seulement par les Inuits ou être tués pour protéger les biens ou la vie d’une personne (Loi sur la faune et la flore [L.Nun. 2003]). Les Inuits ont des droits exclusifs de chasse à l’ours blanc et doivent respecter la récolte totale autorisée et les restrictions concernant la saison de chasse établies par le Conseil de gestion des ressources fauniques du Nunavut et le gouvernement territorial, conformément à l’Accord sur les revendications territoriales du Nunavut (1993). Les Inuits peuvent allouer une partie de leur quota à la chasse sportive, mais les chasseurs sportifs doivent être guidés par des Inuits. Les femelles accompagnées de jeunes et les femelles en tanière ne peuvent être chassées, mais des jeunes peuvent être pris à des fins cérémonielles. Le Draft Nunavut Polar Bear Co-Management Plan (2017; version provisoire du plan de cogestion de l’ours blanc au Nunavut) est en train d’être examiné avec le Conseil de gestion des ressources fauniques du Nunavut. Ce plan décrit les buts et objectifs en matière de conservation et de gestion des ours blancs au Nunavut, et il est accompagné d’un cadre d’action.

Au Manitoba, l’ours blanc a été inscrit en 2008 comme espèce menacée à la Loi sur les espèces et les écosystèmes en voie de disparition (L.R.M. 1990). L’ours blanc est aussi inscrit comme espèce protégée à la Loi sur la conservation de la faune (L.R.M. 1988). Les ours blancs ne peuvent être chassés, piégés, tués ou capturés par quiconque, y compris les Autochtones. Les ours blancs ne peuvent être tués qu’aux fins de la protection des biens ou de la sécurité publique. Une protection additionnelle est accordée à l’espèce par la Loi sur les exploitants d'entreprises touristiques axées sur la nature (Manitoba Government, 2002) et la Loi sur la protection des ours polaires (L.M. 2002).

En Ontario, l’ours blanc a été inscrit en 2009 comme espèce menacée à la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (L.O. 2007). Le gouvernement de l’Ontario a publié son programme de rétablissement de l’ours blanc en 2011 (Tonge et Pulfer, 2011) et a produit un énoncé de réaction (décembre 2016) décrivant son orientation stratégique en matière de gestion de l’espèce. L’ours blanc est aussi protégé en vertu de la Loi de 1997 sur la protection du poisson et de la faune (L.O. 1997), qui interdit de chasser ou de piéger des ours blancs. Toutefois, en vertu du Traité de la baie James (Traité no 9), les peuples autochtones résidant sur le littoral de la baie d’Hudson et de la baie James sont autorisés à chasser l’ours blanc, et aucune récolte totale autorisée n’est établie pour eux. Le nombre d’ours blancs récoltés par les chasseurs autochtones est incertain parce que la déclaration des prises est volontaire pour les groupes visés par ce traité, et parce que les peaux d’ours blancs ne peuvent être vendues.

Au Québec, l’ours blanc est inscrit depuis 2009 comme espèce vulnérable à la Loi sur les espèces menacées ou vulnérables (LEMV; RLRQ, c E-12.01) et bénéficie aussi d’une protection en vertu de la Loi sur la conservation et la mise en valeur de la faune (LCMVF; RLRQ, c. C- 61.1) (gouvernement du Québec, sans date). Dans le nord du Québec, les espèces inscrites bénéficient d’une protection en vertu de la Loi sur les droits de chasse et de pêche dans les territoires de la Baie James et du Nouveau-Québec (L.Q., 1978). Aux termes de la Convention de la Baie-James et du Nord québécois (1975), des ours blancs ne peuvent être prélevés que par les Autochtones, qui se sont vu octroyer un niveau de récolte garanti de 62 ours/an (58 aux Inuits, 4 aux Cris); il ne s’agit pas d’un quota mais plutôt de la récolte autochtone qui peut être effectuée avant que toute activité commerciale ne soit permise. En 1984, un accord entre la Nunavik Hunting, Fishing and Trapping Association (association des chasseurs, des pêcheurs et des trappeurs du Nunavik) et le gouvernement du Québec a établi des saisons de chasse et l’interdiction de récolter des jeunes, des femelles accompagnées de jeunes et des femelles en tanière. La chasse sportive est interdite, seule la chasse de subsistance étant autorisée. Les peaux peuvent être vendues si elles sont étiquetées par la province, mais les Inuits ou les Cris ne sont pas tenus de déclarer leurs prises d’ours blancs. En novembre 2014, un accord entre le Nunavut, le Québec et l’Ontario a établi pour chacun une limite de récolte volontaire concernant l’unité de gestion du sud de la baie d’Hudson, ainsi que des limites non quantitatives pour une période de deux ans. En octobre 2016, une récolte totale autorisée et des limites non quantitatives ont été établies pour la Région marine du Nunavik concernant l’unité de gestion du sud de la baie d’Hudson, mais il n’y a pas de dispositions législatives pour leur mise en œuvre. Pour l’unité de gestion commune du détroit de Davis, une récolte totale autorisée de 116 ours blancs répartie entre le Nunavut (61), le Nunavik (35) et le Nunatsiavut (20) a été recommandée, mais aucune décision n’a été prise à ce sujet et il n’existe pas de dispositions réglementaires pour l’application des restrictions concernant la récolte au Québec. Pour l’unité de gestion commune du bassin de Foxe, la récolte totale autorisée au Nunavik n’a pas été établie. Le Conseil de gestion des ressources fauniques de la région marine du Nunavik et le Conseil de gestion des ressources fauniques de la région marine d’Eeyou ont la responsabilité de la gestion des ressources fauniques dans ces zones marines, notamment des décisions concernant la gestion des ours blancs, conformément à l’Accord sur les revendications territoriales des Inuits du Nunavik (2008) et à l’Accord sur les revendications territoriales concernant la région marine d’Eeyou (2010). La gestion des ressources fauniques, y compris les ours blancs, dans les parties terrestres du Nunavik et d’Eeyou Istchee relève du Comité conjoint de chasse, de pêche et de piégeage, qui a été établi dans le cadre de la Convention de la Baie-James et du Nord québécois (1975). L’élaboration du plan de gestion de l’ours blanc pour le Québec, la région marine d’Eeyou et la région marine du Nunavik (Québec-Nunavik Marine Region-Eeyou Marine Region Polar Bear Management Plan) devrait être terminée en 2019.

À Terre-Neuve-et-Labrador, l’ours blanc a été inscrit en 2002 comme espèce vulnérable à l’Endangered Species Act (RSNL 2001; loi sur les espèces en péril). Les ours blancs sont protégés en vertu du Wild Life Act (RSNL 1990; loi sur la faune) et de ses règlements d’application, ainsi qu’aux termes de l’Accord sur les revendications territoriales des Inuits du Labrador (2005). Les Inuits du Labrador détiennent des droits exclusifs de chasse de l’ours blanc dans cette province; leur allocation pour 2018 est de 12 animaux. Des ours blancs peuvent être abattus aux fins de protection de la vie humaine ou de la propriété. Tout abattage de cette nature qui est déclaré peut être comptabilisé au titre d’un permis. En consultation avec le gouvernement du Nunatsiavut, l’Office Torngat de cogestion de la faune et de la flore établit des récoltes totales autorisées et fait des recommandations concernant les limites non quantitatives pour les espèces sauvages. En 2006 a été publié le plan de gestion quinquennal (2006–2011) des ours blancs de Terre-Neuve-et-Labrador (Brazil et Goudie, 2006), dont le but est d’assurer une gestion durable des ours blancs du Labrador, qui appartiennent à l’unité de gestion du détroit de Davis. Le gouvernement de Terre-Neuve-et-Labrador élabore actuellement une mise à jour de ce plan de gestion des ours blancs en collaboration avec le gouvernement du Nunatsiavut, Parcs Canada, l’Office Torngat de cogestion de la faune et de la flore et le Service canadien de la faune, aux termes de l’Endangered Species Act.

Statuts et classements non juridiques

Liste rouge de l’Union internationale pour la conservation de la nature

L’ours blanc a été classé en 2015 comme étant vulnérable au titre du critère A3c (Wiig et al., 2015) selon le processus de la Liste rouge de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN). Le classement de l’espèce est le même depuis l’évaluation de 2006. Les classements établis antérieurement par l’UICN pour l’ours blanc étaient « faible risque/dépendant de la conservation » en 1996, mais « vulnérable » pour les cinq évaluations précédentes à partir de 1982. Les évaluations antérieures à 2006 étaient centrées sur les risques de baisse de population associés à la chasse excessive, mais à partir de 2006, la justification du classement de l’ours blanc comme espèce vulnérable a été liée à la perte de glace de mer arctique associée aux changements climatiques et au risque de fortes réductions de la population mondiale d’ours blancs dans le cas où la perte de glace se poursuivait. L’évaluation de 2015 indiquait aussi que la tendance de la population mondiale de l’espèce était alors inconnue du fait que l’information était insuffisante ou désuète pour certaines unités de gestion.

Accords intergouvernementaux

Pour toutes les unités de gestion internationales, des accords ont été élaborés pour mettre en place des mécanismes et des processus de collaboration en matière de recherche, de collecte et de mise en commun de l’information, de protection des femelles accompagnées de jeunes et des femelles en tanière, d’objectifs de gestion, de récolte totale autorisée et d’allocation de prises entre utilisateurs et territoires administratifs. En 1988, les Inuvialuits de la région désignée des Inuvialuits, le Canada et les Inupiats d’Alaska ont signé un accord de collaboration, l’Accord pour la gestion des ours blancs du sud de la mer de Beaufort entre les Inuvialuits et les Inupiat (Inuvialuit-Inupiat Polar Bear Management Agreement in the Southern Beaufort Sea) (Brower et al., 2002), qui a été mis à jour en 2001. En 2006, les Inuvialuits et les Inuits de la région du Kitikmeot Ouest, au Nunavut, ont signé un accord pour la gestion des ours blancs du nord de la mer de Beaufort et du détroit du Vicomte-Melville (Polar Bear Management Agreement for the North Beaufort Sea and Viscount Melville Sound Polar Bear Populations between the Inuit of the Kitikmeot West Region in Nunavut and the Inuvialuit). En 2008 a été signé le Protocole d’entente entre Environnement Canada et le Département américain de l’intérieur pour la conservation et la gestion des populations partagées d’ours blancs(Memorandum of Understanding between Environment Canada and the United States Department of the Interior for the Conservation and Management of Shared Polar Bear Populations). En 2009, le Groenland, le Nunavut et le Canada ont signé un protocole d’entente pour la conservation et la gestion des populations partagées d’ours blancs du bassin de Kane et de la baie de Baffin.

Stratégie nationale de conservation de l’ours blanc

La Stratégie nationale de conservation de l’ours blanc pour le Canada a été publiée en 2011. Le but premier de la stratégie est de contribuer à la conservation à long terme de l’ours blanc en prenant en considération les menaces pesant sur l’espèce et en accroissant la coordination entre les administrations provinciales et territoriales en matière de gestion des ours blancs.

Les conseils de gestion des ressources fauniques établissent des niveaux de récolte et des limites non quantitatives, mais la responsabilité ultime de la gestion des espèces sauvages revient aux gouvernements territoriaux, provinciaux et fédéral.

Le Comité administratif de l’ours blanc (CAOB) est l’organe national qui assure la collaboration entre les administrations provinciales, territoriales et fédérale, les organisations chargées des revendications territoriales et les conseils de cogestion des ressources fauniques aux fins de la gestion des ours blancs et du respect des obligations du Canada aux termes de l’Accord sur la conservation des ours blancs (polaires). Le rôle du CAOB est d’assurer à l’échelle nationale la coordination et la coopération au sein des gouvernements et entre eux. Le deuxième organe intergouvernemental canadien est le Comité technique de l’ours blanc (CTOB), dont les responsabilités ont trait à la récolte d’ours blancs, à l’état des populations, à la recherche et à l’information de gestion. Le CTOB fournit des conseils et des rapports au CAOB. Les membres du CTOB sont des représentants scientifiques et techniques de l’ensemble des gouvernements, organisations chargées des revendications territoriales et conseils de cogestion des ressources fauniques. Le CTOB effectue pour chaque unité de gestion un examen et une évaluation annuels des estimations de l’effectif d’ours blancs, de la situation de la population, des tendances, des menaces, des récoltes totales autorisées et des prélèvements annuels totaux. Dans ses évaluations, le CTOB utilise les connaissances scientifiques et les connaissances traditionnelles (tableau 4).

Protection et propriété de l’habitat

Au Canada, une superficie totale d’habitat de l’ours blanc d’environ 180 000 km2 se trouve protégée officiellement par voie législative dans des parcs nationaux, provinciaux et territoriaux, des zones de gestion de la faune, une réserve nationale de faune et des zones de protection marines (la liste des aires protégées concernées est présentée à l’annexe II; figure 6). La chasse est autorisée, mais dans ces aires protégées, il y a limitation des activités de développement et principalement conservation des refuges terrestres fréquentés par les ours blancs en été et de l’habitat hivernal de mise bas, une certaine quantité d’habitat de glace de mer côtier (fjords et baies) étant comprise à l’intérieur des limites de parcs nationaux. Il y a dans l’Arctique canadien deux zones de protection marines établies et une à l’état de projet : les deux zones établies, Anguniaqvia Niqiqyuam (créée en partie pour protéger l’habitat des ours blancs et des phoques) et Tarium Niryutait, sont situées toutes deux dans les Territoires du Nord-Ouest, et la zone proposée, l’aire marine nationale de conservation Tallurutiup Imanga (détroit de Lancaster), est située au Nunavut. Trois aires protégées ont été créées spécifiquement pour la conservation de l’ours blanc : le parc provincial Polar Bear, en Ontario, le parc national Wapusk, au Manitoba, et la réserve nationale de faune Polar Bear Pass, au Nunavut. La protection de l’habitat de l’ours blanc a été prise en compte dans la création d’autres aires protégées, comme le parc national des Monts-Torngat, à Terre-Neuve-et-Labrador. Le niveau de protection de l’habitat varie selon la loi habilitante de l’aire protégée, d’une protection complète (interdiction de toute activité industrielle) à une protection partielle (activités industrielles autorisées selon certaines conditions).

Figure 6. Localisation des aires protégées contre les activités de développement dans les territoires des sous populations canadiennes. Les sous-populations sont considérées comme étant des unités de gestion dans le rapport du COSEPAC.
Description longue

Tableau résumant les niveaux de préoccupation pour les menaces existant dans quatre unités de gestion de la région désignée des Inuvialuits, pour la période de 10 ans débutant en 2015.

La Stratégie fédérale sur les aires marines protégées décrit les approches, les lois (Loi sur les océans, Loi sur les espèces sauvages du Canada, Loi sur les aires marines nationales de conservation du Canada) et les responsabilités du gouvernement fédéral en matière de création de zones de protection marines, qui peuvent être bénéfiques pour l’habitat de glace de mer et les proies des ours blancs.

Dans les Territoires du Nord-Ouest, il a été recommandé dans l’Inuvialuit Settlement Region Polar Bear Joint Management Plan (plan de cogestion de l’ours blanc dans la région désignée des Inuvialuits) de repérer les habitats clés (p. ex. habitat de mise bas) en vue de leur protection dans le futur (Joint Secretariat, 2017). Le Décret sur les terres soustraites à l’aliénation (Convention définitive des Inuvialuits,1984) visant certaines terres se trouvant sur le versant nord du Yukon a créé une zone d’utilisation des terres consacrée à la conservation où la protection de l’habitat des espèces sauvages est de la plus haute priorité. Dans les plans de conservation des collectivités inuvialuites, des aires terrestres et marines importantes aux fins de protection de l’habitat des ours blancs (p. ex. habitat terrestre de mise bas) ont été repérées et zonées, et il est recommandé que des mesures de protection soient considérées dans le cadre des évaluations environnementales préalables de projets et d’activités proposés (voir p. ex. Community of Paulatuk et al.,2008; Community of Tuktoyaktuket al.,2008).

Le Plan provisoire d’aménagement du Nunavut (2016) reconnaît que les aires de mise bas des ours blancs sont des habitats fauniques côtiers importants. Ce plan provisoire a désigné les aires connues de mise bas des ours blancs comme étant des zones à usages mixtes, et a établi qu’elles renferment des composantes écosystémiques valorisées qui devront faire l’objet d’une attention particulière lors de l’examen des propositions d’activités futures (Nunavut Planning Commission, 2016). Il s’agit du seul plan d’aménagement du territoire dans l’aire de répartition canadienne de l’ours blanc qui s’intéresse spécifiquement à l’habitat de l’espèce.

Le gouvernement de l’Ontario reconnaît que la protection de l’habitat terrestre des ours blancs à l’extérieur du parc provincial Polar Bear est importante, et il s’est engagé à collaborer avec les Cris des collectivités côtières de la province dans le cadre des activités d’aménagement du territoire des collectivités et à élaborer des pratiques de gestion exemplaires pour les activités futures de développement industriel (p. ex. exploitation minière) (Tonge et Pulfer, 2011).

Remerciements et experts contactés

Marsha Branigan, Comité technique de l’ours blanc, et gouvernement des Territoires du Nord-Ouest

Gregor Gilbert, Comité technique de l’ours blanc

Membres (20) du Comité technique de l’ours blanc

Graham Van Tighem, Commission de gestion de la faune aquatique et terrestre du Yukon

Ron Sparkes, Office Torngat de cogestion de la faune et de la flore

John Mercer, Office Torngat mixte des pêches

Jim Goudie, gouvernement du Nunatsiavut

Kaitlin Breton-Honeyman, Conseil de gestion des ressources fauniques de la région marine du Nunavik

Manon Simard, Conseil de gestion des ressources fauniques de la région marine d’Eeyou

Miles Smart, Comité conjoint de chasse, de pêche et de piégeage (Québec)

Karla Letto, Conseil de gestion des ressources fauniques du Nunavut

Lindsay Staples, Conseil consultatif de la gestion de la faune (versant nord)

Larry Carpenter, Conseil consultatif de la gestion de la faune (Territoires du Nord-Ouest)

Frank Pokiak, Conseil inuvialuit de gestion du gibier

Bill Watkins, gouvernement du Manitoba

Daryll Hedman, gouvernement du Manitoba

Shelley Moores, gouvernement de Terre-Neuve-et-Labrador

Jessica Humber, gouvernement de Terre-Neuve-et-Labrador

John Pisapio, gouvernement de Terre-Neuve-et-Labrador

Lynda Orman, gouvernement du Nunavut

Markus Dyck, gouvernement du Nunavut

Suzanne Carrière, gouvernement des Territoires du Nord-Ouest

Colin Jones, gouvernement de l’Ontario

Martyn Obbard, gouvernement de l’Ontario

Isabelle Gauthier, gouvernement du Québec

Marie-Claude Richer, gouvernement du Québec

Guillaume Szor, gouvernement du Québec

Thomas Jung, gouvernement du Yukon

Todd Powell, gouvernement du Yukon

Patrick Nantel, Parcs Canada

Robert Letcher, Environnement et Changement climatique Canada

Jonathon Whitely, Environnement et Changement climatique Canada

Nicholas Lunn, Environnement et Changement climatique Canada

Caroline Ladanowski, Environnement et Changement climatique Canada

Neil Jones, Environnement et Changement climatique Canada

Donna Hurlburt, Sous-comité des connaissances traditionnelles autochtones, COSEPAC

Stephen Petersen, Sous-comité de spécialistes des mammifères terrestres, COSEPAC

Graham Forbes, Sous-comité de spécialistes des mammifères terrestres, COSEPAC

Todd Atwood, U.S. Geological Survey

Hilary Cooley, U.S. Fish and Wildlife Service

Dag Vongraven, Groupe de spécialistes de l’ours blanc de la Commission de la sauvegarde des espèces (CSE) de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN)

Sommaire biographique des rédactrices du rapport

Andrew E. Derocher (Ph. D.) étudie les ours blancs dans l’Arctique circumpolaire depuis plus de 34 ans et a publié dans des revues à comité de lecture plus de 130 articles sur l’écologie, le comportement, l’écotoxicologie et la gestion des ours blancs. M. Derocher est l’ancien président du Groupe de spécialistes de l’ours blanc de la Commission de la sauvegarde des espèces (CSE) de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN), et il en est actuellement membre. Il a été le chercheur scientifique spécialiste de l’ours blanc à l’Institut polaire norvégien pendant sept ans et depuis 2002, il est professeur au département de sciences biologiques de l’Université de l’Alberta, à Edmonton. Il a publié l’ouvrage Polar Bears: A Complete Guide to their Biology and Behavior chez Johns Hopkins University Press en 2012.

Vicki Sahanatien (Ph. D.) étudie l’habitat de glace de mer et l’écologie spatiale des ours blancs au Nunavut depuis dix ans. Elle vit et travaille dans l’Arctique depuis le milieu des années 1990, où elle mène des recherches sur l’environnement et la faune, depuis la frontière de l’Alaska jusque dans l’île de Baffin et, vers le nord, l’île d’Ellesmere. Tout au long de sa carrière, elle a travaillé avec des peuples autochtones en s’efforçant d’intégrer leurs connaissances traditionnelles dans des programmes de gestion des terres, de surveillance et de recherche. Mme Sahanatien est membre du Groupe de travail sur les conflits entre les humains et les ours blancs relevant des États de l’aire de répartition de l’ours blanc.

Gregory Thiemann (Ph. D.) est professeur agrégé à la faculté d’études environnementales de l’Université York. Il étudie l’écologie des ours blancs, des phoques et des réseaux trophiques marins arctiques depuis quinze ans. Ses travaux de recherche portent sur les interactions trophiques, l’écologie de l’alimentation et l’utilisation de marqueurs biochimiques pour l’étude des régimes alimentaires des prédateurs. Il est membre du Groupe de spécialistes de l’ours blanc de la Commission de la sauvegarde des espèces (CSE) de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) depuis 2008.

Collections examinées

Aucune collection n’a été examinée.

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Annexe 1. Calculateur des menaces pour l’ours blanc

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème :
Ursus maritimus
Identification de l’élément :
Sans objet
Code de l’élément :
Sans objet
Date :
04/04/2018
Évaluateur(s) :
Graham Forbes, Dave Fraser, Vicki Sahanatien, Andrew Desrocher, Gregory Thiemann, Chris Johnson, Tom Jung, Caryn Smith, Shelley Moores, Jessica Humber, Christina Davy, Ruben Boles, Mieke Hagestien, Shelley Pruss, Kyle Ritchie, Marcus Dyck, Mark Basterfield, Jody Maring, Marsha Branigan, Stephen Petersen, Scott Gilbert, Hugh Broders, Nicolas Lecomte, Jason Fisher, Jim Goudie, Steve Ferguson, Kim Parsons, Evan Richardson, Karyn Rode, Richard Elliott, René Malenfant, Gina Schalk, Lisa Twolan, Shelley Garland, Gregor Gilbert, Sybil Feinman, Lauren Schmuck, Veronique Brondex, Kristin Helias, Diana Ghikas, Ken Tuininga, Julie Nadeau, Peter Kydd, Melissa Gibbons, Darroch Whittaker, Rick Taylor, Marie-Claude Richer, John Pisapio, Sara McCarthy, Philip McLoughlin, John Cheechoo, Kendra Tagoona, Jennifer Lam, Chanda Turner, J. Lucas, Rob Letcher, Karen Timm
Références :
Sans objet
Calcul de l’impact global des menaces
Impact des menaces (descriptions) Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Maximum de la plage d’intensité
Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Minimum de la plage d’intensité
A (Très élevé) 0 0
B (Élevé) 1 1
C (Moyen) 0 0
D (Faible) 2 2
Impact global des menaces calculé : Élevé Élevé
Valeur de l’impact global attribuée :
Sans objet
Ajustement de la valeur de l’impact – justification :
Sans objet
Impact global des menaces – commentaires :
Durée d’une génération = 11,5 ans (3 générations = 34,5 ans); zone d’occurrence = 8 700 000 km² (1 % = 87 000 km²)
Tableau d’évaluation des menaces
Numéro Menace Impact
(calculé)
Portée
(10 prochaines
années)
Gravité
(10 années
ou
3 générations)
Immédiateté Commentaires
1 Développement résidentiel et commercial Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71-100 %) Élevée (menace toujours présente) Sans objet
1.1 Habitations et zones urbaines Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême
(71-100 %)
Élevée (menace toujours présente) Il y a accroissement des conflits entre ours blancs et humains chez les collectivités côtières en raison de l’allongement de la période sans glace et de la présence de ressources qui attirent les ours, et peut‑être d’une augmentation du nombre d’ours (voir 9.4).
1.2 Zones commerciales et industrielles Négligeable Négligeable (<1 %) Extrême
(71-100 %)
Non significative/
négligeable (effet passé ou aucun effet direct)
Sans objet
1.3 Tourisme et espaces récréatifs Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
2 Agriculture et aquaculture Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
2.1 Cultures annuelles et pluriannuelles de produits autres que le bois Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
2.2 Plantations pour la production de bois et de pâte Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
2.3 Élevage et élevage à grande échelle Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
2.4 Aquaculture en mer et en eau douce Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
3 Production d’énergie et exploitation minière Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême
(71-100 %)
Faible (peut-être à long terme, > 10 ans/
3 générations)
Sans objet
3.1 Forage pétrolier et gazier Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême
(71-100 %)
Faible (peut-être à long terme, > 10 ans/
3 générations)
Certaines activités pétrolières et gazières sont actuellement en cours en Alaska (unité du sud de la mer de Beaufort), un petit nombre d’ours du Canada se trouvant exposés à ces activités en dehors du territoire canadien. Au Groenland, des activités pétrolières et gazières sont prévues dans le détroit de Davis et la baie de Baffin, qui abritent des populations communes avec le Canada. En ce qui concerne l’unité du détroit de Davis, il y a depuis peu exploration sismique et délivrance de permis au large de la côte du nord du Labrador (www.cnlopb.ca/sea/).
3.2 Exploitation de mines et de carrières Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême
(71-100 %)
Faible (peut-être à long terme, > 10 ans/
3 générations)
Sans objet
3.3 Énergie renouvelable Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Il n’y a pas actuellement d’impacts causés par des installations éoliennes, solaires ou marémotrices.
4 Corridors de transport et de service Négligeable Petite (1-10 %) Négligeable (< 1 %) Modérée (peut-être à court terme, < 10 ans/
3 générations)
Sans objet
4.1 Routes et voies ferrées Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Faible (peut-être à long terme, > 10 ans/
3 générations)
Sans objet
4.2 Lignes de services publics Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Non significative/
négligeable (effet passé ou aucun effet direct)
Certains faibles impacts pourraient découler d’aménagements futurs dans l’unité de l’ouest de la baie d’Hudson, mais leur probabilité et le moment où ils se manifesteraient demeurent incertains.
4.3 Transport par eau Négligeable Petite (1-10 %) Négligeable (< 1 %) Modérée (peut-être à court terme, < 10 ans/
3 générations)
Les impacts et leur gravité devraient être minimes du fait que le transport par eau n’aurait probablement lieu que dans la période d’eau libre. Il n’y a pas utilisation de brise-glace pour allonger la période de navigation pour le moment, mais peut-être dans le futur. Il est très probable que le projet de transport par eau à l’année pour les mines de Baffinland se réalise, ce qui pourrait affecter les ours de l’est de l’Arctique canadien.
4.4 Trajectoires de vol Pas une menace Négligeable (< 1 %) Neutre ou avantage possible Élevée (menace toujours présente) Les vols commerciaux réguliers pourraient contribuer à éloigner les ours des collectivités.
5 Utilisation des ressources biologiques Faible Généralisée
(71-100 %)
Légère (1-10 %) Élevée (menace toujours présente) Sans objet
5.1 Chasse et prélèvement d’animaux terrestres Faible Généralisée
(71-100 %)
Légère (1-10 %) Élevée (menace toujours présente) La chasse à l’ours blanc est gérée dans la plupart des unités de gestion au moyen de quotas de prises, propres aux différentes unités, visant à assurer la pérennité des populations. Il peut exister des objectifs visant l’accroissement, le maintien ou la réduction des effectifs locaux, selon l’état courant des populations et la tolérance des collectivités. Comprend le braconnage et l’élimination des ours problématiques.
5.2 Cueillette de plantes terrestres Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
5.3 Exploitation forestière et récolte du bois Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
5.4 Pêche et récolte des ressources aquatiques Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet La pêche commerciale peut avoir un impact sur la population de phoques annelés; la récolte de phoques annelés peut avoir un impact sur les effectifs de ce mammifère marin, principale proie de l’ours blanc.
6 Intrusions et perturbations humaines Négligeable Restreinte
(11-30 %)
Négligeable (< 1 %) Élevée (menace toujours présente) Sans objet
6.1 Activités récréatives Négligeable Petite (1-10 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (menace toujours présente) L’observation des ours blancs est une activité touristique en croissance dans toute l’aire de répartition de l’espèce, tant à terre qu’en mer (à bord de brise-glace de croisière). Le tourisme en hélicoptère, principalement au Manitoba mais aussi au Nunavut, pourrait affecter les ours blancs localement. La création de nouvelles aires protégées marines et terrestres donnera lieu à une activité humaine accrue qui pourrait déranger les ours. L’accroissement des activités touristiques près des tanières et en bateaux de croisière dans les parcs et à proximité a été considéré. Ces activités pourraient avoir des impacts plus marqués à l’échelle locale, sans avoir d’impacts à l’échelle des populations.
6.2 Guerre, troubles civils et exercices militaires Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (menace toujours présente) Le MDN mène de deux à quatre exercices par année à terre et sur la glace de mer.
6.3 Travaux et autres activités Négligeable Restreinte
(11-30 %)
Négligeable (< 1 %) Élevée (menace toujours présente) L’exploration minière en cours et les activités éventuelles d’exploration et d’exploitation gazières et pétrolières ont été examinées. On s’attend à ce que les activités d’exploration soient plus fréquentes et à ce qu’elles affectent probablement davantage d’ours au cours des 10 prochaines années. Les impacts des activités de recherche concernant l’ours blanc ont aussi été considérés.
7 Modification du système naturel Inconnu Petite (1-10 %) Inconnue Élevée (menace toujours présente) Sans objet
7.1 Incendies et suppression des incendies Pas une menace Négligeable (< 1 %) Neutre ou avantage possible Élevée (menace toujours présente) Les incendies locaux dans les unités de l’ouest de la baie d’Hudson et du sud de la baie d’Hudson pourraient y affecter l’habitat de mise bas, mais ils ne devraient pas avoir d’impact à l’échelle des populations, car l’habitat de mise bas n’y est pas limité. De façon générale, il n’y a pas d’activités de suppression des incendies dans cette région.
7.2 Barrages, gestion et utilisation de l’eau Pas une menace Négligeable (< 1 %) Neutre ou avantage possible Faible (peut-être à long terme, > 10 ans/
3 générations)
Les projets d’aménagements hydroélectriques planifiés dans le long terme pour le Labrador pourraient affecter la dynamique des glaces en hiver.
7.3 Autres modifications de l’écosystème Inconnu Petite (1-10 %) Inconnue Élevée (menace toujours présente) On s’attend à une modification de la dynamique des proies et des taux de capture de proies en raison de la modification de la glace de mer. Les pêches commerciales pourraient entraîner une modification des effectifs de phoques. Des modifications de l’écosystème pourraient résulter d’une modification des quantités d’eau douce déversées par les barrages de la baie d’Hudson, des données probantes indiquant une modification des débits (impacts de la dérivation des eaux) qui affecte l’englacement dans le réseau de la rivière Churchill. Si l’expansion de la répartition de l’épaulard (prédateur de niveau trophique supérieur) donne lieu à une concurrence avec l’ours blanc pour les mêmes proies (phoques), il pourrait s’agir d’une modification de l’écosystème ayant un impact à l’échelle des populations. Toutefois, les carcasses de baleines boréales laissées par les épaulards pourraient constituer une source de nourriture pour les ours blancs (avantage). Les impacts potentiels des épaulards sur les phoques, servant de proies aux ours blancs, ont été considérés, mais ils sont inconnus (quoique probablement négatifs).
8 Espèces et gènes envahissants ou problématiques Inconnu Généralisée – grande
(31-100 %)
Inconnue Élevée (menace toujours présente) Sans objet
8.1 Espèces exotiques/non indigènes envahissantes Inconnu Inconnue Inconnue Élevée (menace toujours présente) Il y a des inquiétudes quant à l’introduction dans l’écosystème de nouveaux pathogènes qui pourraient affecter les ours blancs (probablement à cause du réchauffement climatique favorisant le déplacement de parasites vers le nord par l’intermédiaire de vertébrés agissant comme vecteurs). Les données actuelles sur la réaction des populations d’ours à cette menace sont insuffisantes.
8.2 Espèces indigènes problématiques Inconnu Généralisée – grande
(31-100 %)
Inconnue Élevée (menace toujours présente) Les problèmes pouvant découler de l’expansion de la répartition de l’épaulard sont traités sous 7.3. Il y a expansion de maladies comme la toxoplasmose et la brucellose, et d’autres maladies causées par des parasites unicellulaires. Il existe peu de données pertinentes en la matière, mais de nombreuses maladies prennent de l’expansion dans l’Arctique, particulièrement du fait de l’arrivée de nouveaux vecteurs. La maladie de Carré et d’autres maladies virales prennent aussi de l’expansion. Il a été signalé des cas de mortalité d’ours blancs dus à l’ours brun, espèce qui est en train d’étendre sa répartition vers le nord.
8.3 Introduction de matériel génétique Négligeable Petite (1-10 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (menace toujours présente) L’hybridation dans l’ouest de l’Arctique canadien avec l’ours brun a été considérée, et il est peu probable qu’elle ait des impacts à l’échelle des populations. Jusqu’à maintenant, les hybrides se sont rétrocroisés avec des ours bruns, de telle sorte que leur progéniture ne se trouve pas intégrée à la population d’ours blancs. Des observations indiquent que deux ou trois ours bruns occupent maintenant des tanières chaque année dans le parc national Wapusk (unité de l’ouest de la baie d’Hudson).
8.4 Espèces ou agents pathogènes problématiques d’origine inconnue Inconnu Inconnue Inconnue Inconnue Sans objet
8.5 Maladies d’origine virale ou maladies à prions Inconnu Inconnue Inconnue Inconnue Sans objet
8.6 Maladies de cause inconnue Inconnu Inconnue Inconnue Inconnue Les cas d’alopécie (perte de poils) semblent être de plus en plus nombreux dans l’unité du sud de la mer de Beaufort, mais les causes de cette hausse demeurent inconnues.
9 Pollution Faible Généralisée
(71-100 %)
Légère (1-10 %) Élevée (menace toujours présente) Sans objet
9.1 Eaux usées domestiques et urbaines Négligeable Négligeable (< 1 %) Inconnue Élevée (menace toujours présente) Les impacts de la toxoplasmose et sa propagation via les eaux usées urbaines sont pris en compte sous 8.2. Il y a peu d’information sur les possibles sources locales de contamination (polluants persistants compris) associées aux eaux usées.
9.2 Effluents industriels et militaires Inconnu Petite (1-10 %) Inconnue Élevée (menace toujours présente) Le transport de polluants à grande distance dans l’atmosphère par suite de leur volatilisation ainsi que leur circulation dans l’eau ont été considérés. Les polychlorobiphényles (PCB) et les matières radioactives peuvent avoir un impact régional étendu, particulièrement dans les écosystèmes marins. Les matières radioactives présentes à Thulé ont été considérées.
9.3 Effluents agricoles et forestiers Négligeable Négligeable (< 1 %) Inconnue Élevée (menace toujours présente) Sans objet
9.4 Détritus et déchets solides Négligeable Petite (1-10 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (menace toujours présente) Les déchets solides et les ordures près des collectivités et des camps éloignés attirent des ours et sont une cause de conflits entre ours et humains, mais l’incinération des ordures aux sites d’enfouissement des collectivités est maintenant illégale dans les Territoires du Nord‑Ouest. Des cas de mortalité d’ours blancs associés à leur recherche de nourriture dans des décharges à Churchill ont été signalés. La question des lixiviats a été examinée, mais leurs impacts à grande échelle sont inconnus, quoique probablement très faibles.
9.5 Polluants atmosphériques Faible Généralisée
(71-100 %)
Légère (1-10 %) Élevée (menace toujours présente) Le transport atmosphérique de polluants, y compris de pesticides, a été considéré. La contamination par le mercure est aussi un problème. L’incinération régulière des déchets aux décharges des collectivités est aussi une source de polluants atmosphériques.
9.6 Énergie excessive Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
10 Phénomènes géologiques Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (menace toujours présente) Sans objet
10.1 Volcans Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
10.2 Tremblements de terre et tsunamis Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet Sans objet
10.3 Avalanches et glissements de terrain Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (menace toujours présente) Il y a de plus en plus d’affaissement du pergélisol et d’érosion des côtes, ce qui pourrait affecter les ours utilisant les zones côtières, particulièrement si c’est pour la mise bas.
11 Changement climatique et phénomènes météorologiques violents Élevé Généralisée
(71-100 %)
Élevée (31-70 %) Élevée (menace toujours présente) Sans objet
11.1 Déplacement et altération de l’habitat Élevé Généralisée
(71-100 %)
Élevée (31-70 %) Élevée (menace toujours présente) REMARQUE : Dans cette section, on considère principalement les modifications de l’étendue et de la durée de l’habitat de glace de mer d’alimentation et d’hivernage en rapport avec l’évolution du climat, ainsi que la mise bas sur la glace de mer. Les valeurs attribuées reposent sur l’information tirée du rapport de situation, des discussions en téléconférence, des prédictions issues de travaux de modélisation, et de la littérature sur l’état corporel, la productivité, la survie, etc. en rapport avec la glace de mer. Les hypothèses utilisées dans les divers modèles donnent lieu à des plages d’incertitude dans les prédictions de la réponse à l’échelle des populations. Il y a unanimité quant au fait que les changements climatiques devraient avoir des effets négatifs importants sur la glace de mer, mais il est peu probable qu’il y ait une relation linéaire entre les niveaux de population et la glace de mer, divers impacts et conséquences étant prévus. Le récent modèle de l’UICN (Wiig et al., 2015) a été examiné, lequel présente trois approches pour l’analyse des relations entre la démographie de l’ours blanc et l’étendue et la durée de la couverture de glace de mer. Comme les meilleurs ensembles de données à long terme pour le modèle mondial proviennent des unités de gestion canadiennes, les conclusions de l’UICN à l’échelle mondiale sont largement représentatives de la situation canadienne, quoique le Canada présente un vaste éventail de conditions marines. Toutefois, les unités canadiennes sur lesquelles il y a le plus de données sont aussi les unités les plus méridionales, qui seront probablement les plus largement touchées par la modification de la glace de mer. À noter que sur une fenêtre de 30 ans, certaines régions pourraient connaître une période où l’habitat serait amélioré (avec un meilleur accès aux proies), mais cette question est débattue parce que comme le phoque annelé est une espèce longévive, il pourrait falloir des années aux populations des régions à faible densité d’individus en environnements à glace pluriannuelle pour atteindre des niveaux stables en environnements à glace plus mince. Les scénarios utilisés dans le modèle de l’UICN diffèrent dans leur manière de prendre en compte les différents taux de changement de population dans les différentes écorégions en rapport avec des facteurs comme l’épaisseur de la glace et la disponibilité de proies, de sorte qu’il faut considérer les conclusions de cette analyse avec prudence. Une plage de valeurs a donc été établie pour la gravité de cette menace.
11.2 Sécheresses Négligeable Négligeable (< 1 %) Inconnue Faible (peut-être à long terme, > 10 ans/
3 générations)
Les sécheresses ne constituent pas une menace.
11.3 Températures extrêmes Inconnu Petite (1-10 %) Inconnue Élevée (menace toujours présente) Les températures extrêmes peuvent affecter les tanières aménagées dans le sol (en raison de la fonte du pergélisol et de la raréfaction des chutes de neige), ainsi que les tanières aménagées à terre dans la neige. L’effondrement d’une tanière peut tuer des oursons. Cependant, ces problèmes sont locaux et n’auraient probablement pas d’impact à l’échelle des populations (ces deux types de tanières aménagées à terre ne sont pas considérés sous 11.1). À noter que des pluies hâtives dans le passé ont causé des effondrements de tanières. On prévoit qu’il y aura accroissement des épisodes de pluie sur glace et neige, lesquels peuvent avoir des impacts sur les femelles à un moment où elles sont vulnérables.
11.4 Tempêtes et inondations Inconnu Inconnue Inconnue Élevée - faible La hausse des tempêtes ainsi que les modifications des vents (direction et force) et leurs incidences possibles en ce qui concerne l’amincissement des glaces ont été considérées. Cependant, comme les effets sur l’ours blanc ne sont pas bien compris, on a évalué que l’impact, la portée et la gravité de cette menace sont inconnus.
11.5 Autres impacts Inconnu Inconnue Inconnue Inconnue Sans objet

Classification des menaces d’après l’IUCN-CMP, Salafsky et al. (2008).

Annexe 2. Liste des aires protégées qui protègent l’habitat de l’ours blanc

Liste des aires protégées qui protègent l’habitat de l’ours blanc
Désignation Nom Aire marine Aire terrestre
Parc national Aulavik Protégée Protégée
Parc national Auyuittuq Non protégé Protégée
Parc national Ivvaviku Non protégé Protégée
Parc national Qaussuittuq Protégée Protégée
Parc national Quttinirpaaq Protégée Protégée
Parc national Sirmilik Protégée Protégée
Parc national Monts-Torngat Non protégé Protégée
Parc national Ukkasiksalik Protégée Protégée
Parc national Wapusk Non protégé Protégée
Réserve nationale de faune Polar Bear Pass Non protégé Protégée
Zone de protection marine Anguniaqvia Niqiqyuam Protégée Non protégé
Zone de protection marine Tarium Niryutait Protégée Non protégé
Parc provincial Polar Bear (Wabusk) Non protégé Protégée
Parc provincial Parc national Kuururjuaq Non protégé Protégée
Parc provincial Parc national Tursujuq Non protégé Protégée
Parc territorial Île Herschel Non protégé Protégée
Parc territorial Katannilik Non protégé Protégée
Zone de gestion de la faune Churchill Non protégé Protégée
Zone de gestion de la faune Kaskatamagan Non protégé Protégée

u Des terres additionnelles du versant nord du Yukon qui sont adjacentes au parc national Ivvavik sont soustraites à l’aliénation (paragraphe 12(4) de la Convention définitive des Inuvialuits), l’habitat terrestre s’y trouvant ainsi protégé.

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