Saumon chinook (Oncorhynchus tshawytscha) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2018 : page 2

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Taille et tendances de la population

Les données sur la taille et les tendances des populations sont présentées pour chaque UD séparément dans une série de chapitres propres aux UD qui portent sur la zone d'occurrence et la zone d'occupation, les tendances en matière d'habitat, les activités et méthodes d'échantillonnage (pour l'abondance, la mise en valeur, les lâchers d'écloseries), les fluctuations et les tendances, les menaces et les facteurs limitatifs.

Une introduction aux chapitres propres aux UD décrit le type de données fournies dans chaque chapitre, explique comment ces données sont recueillies et/ou calculées et révèle les constatations générales effectuées pour toutes les UD.

Mise en valeur

En Colombie-Britannique (et ailleurs), des programmes de mise en valeur ont été élaborés pour soutenir les populations de saumons chinooks (Brown et al., 2013a) au moyen de lâchers d'écloseries (Mackinlay et al., 2004). Ces lâchers d'écloseries se poursuivent en Colombie-Britannique depuis 1967 et visent principalement à accroître ou à maintenir les possibilités de pêche (c.-à-d. à augmenter la récolte). Quelques-uns des programmes seulement ont un objectif purement de conservation (figure 15).

Le Programme de mise en valeur des salmonidés (PMVS) du MPO est responsable des activités de production de poissons, de remise en état de l'habitat et d'intendance communautaire visant à soutenir les stocks de saumons chinooks du sud de la Colombie-Britannique. Lancé en 1977, le PMVS comprend actuellement 13 installations exploitées par le MPO, 11 écloseries du Programme de développement économique communautaire (PDEC) et 25 projets de participation publique soutenus par des bénévoles (tableau 6, figure 16). La plupart de ces sites sont situés là où se trouvent les UD de l'île de Vancouver et du sud de la partie continentale de la Colombie-Britannique, les autres sites étant situés dans le bassin versant du Fraser. Le tableau 7 présente un résumé des sites du NuSEDS en fonction du niveau de mise en valeur pour chaque unité désignable. Un « site » est défini dans le NuSEDS comme un emplacement d'eau douce où l'on a observé des saumons chinooks reproducteurs. La base de données contient un registre distinct pour chaque site, et plusieurs sites peuvent se trouver sur un même cours d'eau. Dans le cas des mentions de fraye comportant une estimation numérique de la population, les données à l'échelle du site représentent le plus souvent la population frayant dans un réseau hydrographique particulier ou un affluent d'un réseau hydrographique plus vaste.

Production de poissons

La production de saumons chinooks aux installations du PMVS appuie directement la réalisation de plusieurs priorités ministérielles, notamment :

• la récolte - la mise en valeur pour les pêches qui dépendent de la production en écloserie et qui disparaîtraient ou deviendraient gravement limitées en l'absence d'une mise en valeur. Cela comprend les possibilités de récolte pour les pêches des Premières Nations et les pêches récréatives et commerciales. Lorsque l'objectif est d'offrir une possibilité de pêche ciblée, des cibles de production peuvent être établies qui tiennent compte à la fois des besoins en matière de fraye naturelle et des besoins en matière de récolte;
• l'évaluation - les poissons produits pour l'analyse des données de marquage-recapture lorsque l'information sur l'évaluation des stocks contribue aux priorités d'évaluation de la région du Pacifique, telles que le Traité sur le saumon du Pacifique. Cette information peut également contribuer à l'évaluation telle que définie dans le cadre régional d'évaluation des stocks, les priorités régionales d'évaluation des stocks et les priorités régionales d'évaluation du PMVS, c.-à-d. les poissons produits pour mesurer le rendement des programmes. Les poissons produits à des fins d'évaluation répondent généralement à d'autres objectifs également, mais, dans quelques cas, les poissons sont produits uniquement pour le marquage aux fins d'évaluation;
• la conservation - la mise en valeur d'un stock très susceptible de disparaître ou d'un stock vulnérable qui a été identifié comme une priorité régionale (p. ex. les populations visées par une stratégie de conservation/un programme de rétablissement approuvés). Cela comprend le rétablissement de populations disparues localement selon les lignes directrices en matière de transplantation (Fedorenko et Shepherd, 1986) et la reconstitution de populations très susceptibles de disparaître;
• la reconstitution - la mise en valeur d'un stock dont l'effectif est en deçà de la capacité de charge apparente. Cela comprend la reconstitution de populations décimées et l'atténuation de la perte d'habitat;
• l'intendance et l'éducation - des poissons peu nombreux produits pour offrir une occasion d'intendance ou d'éducation. La production à ces fins est évaluée en fonction de la contribution aux objectifs en matière d'intendance et d'éducation et non en fonction des niveaux de production ou de la contribution à la récolte ou aux échappées.

La planification de la production a lieu annuellement dans le cadre du processus de planification de la gestion intégrée des pêches. Les priorités internes de tous les secteurs du MPO, y compris la gestion des pêches, l'évaluation scientifique des stocks et le PMVS, sont mises de l'avant et intégrées aux priorités des partenaires et des intervenants dans l'élaboration d'un plan de production complet. Le plan de production annuel du PMVS définit les cibles de production par espèce, stock, site de lâcher et stratégie de lâcher afin d'atteindre des objectifs de production précis. Les cibles de production sont calculées à l'aide des taux de survie conformes aux normes biologiques actuelles par espèce et par stade au lâcher, et sont fixés à un niveau visant à produire un nombre de saumons adultes qui retourneront dans leur cours d'eau natal suffisant pour permettre l'atteinte des objectifs de récolte, de conservation ou d'évaluation.

En 2012, le plan de production du PMVS pour le saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique prévoyait une cible de production totale de près de 40 millions de saumons chinooks juvéniles. La production totale de saumons chinooks en 2011 était d'environ 34 millions de juvéniles (Brown et al., 2013a).

Depuis 1995, 19 des 28 UD du sud de la Colombie-Britannique ont fait l'objet de mise en valeur active, mais cela n'a pas été le cas pour les 8 autres UD. Au cours de cette période, la production annuelle moyenne a été de 49,3 millions de saumons chinooks juvéniles, bien qu'elle ait diminué au cours de la dernière génération (2007-2011), pour s'établir à 39,7 millions par année (Brown et al., 2013a). Il est impossible de calculer des estimations directes de la production en écloserie sous forme de pourcentage de la production totale des UD; le tableau 8 résume l'échelle relative de la mise en valeur en fonction des UD au cours des trois dernières générations.

Stratégies de lâcher

Les saumons chinooks juvéniles lâchés par des écloseries peuvent être des alevins non nourris, des alevins nourris, des smolts ou des « super smolts ». Dans la plupart des cas, les lâchers tentent d'imiter les caractéristiques des stocks indicateurs (p. ex. taille et moment choisi). Cependant, les super smolts sont des individus pour lesquels le lâcher est reporté de deux à trois mois, ce qui est également susceptible d'altérer les cycles vitaux en eau douce, d'accroître l'errance et de diminuer le nombre d'années que les individus passent en mer (Clarke et al., 2016; Westley et al., 2013). Ces individus croissent à un rythme rapide pour atteindre une taille inhabituellement grande pour leur âge réel au lâcher. La plupart des lâchers ont lieu vers le moment où les juvéniles sauvages migrent vers l'océan et subissent le processus de smoltification (ce qui n'est pas le cas pour les alevins non nourris et nourris). Le moment du lâcher dépend donc du type et des variations du cycle vital suivants : les juvéniles qui présentent les variantes du type océanique sont généralement lâchés au printemps en tant que smolts 0+ (c.-à-d. de moins d'un an), tandis que ceux qui présentent les variantes du type fluvial sont lâchés au printemps en tant que smolts 1+ (c.-à-d. d'un an et plus).

Le PMVS a élaboré plusieurs options pour lâcher la progéniture de saumons chinooks d'écloserie dans l'environnement naturel. Chaque stratégie présente des avantages et des inconvénients et est choisie de manière à mieux atteindre l'objectif en matière de mise en valeur selon le cadre de planification de la production. Les stratégies de lâcher sont présentées au tableau 9, du stade du cycle vital le plus jeune au plus âgé. Les renseignements présentés dans le tableau ont été adaptés de HSRG (2004) et de California HSRG (2012).

Évaluation et suivi

Dans le cadre des processus d'élaboration et de suivi continus de programmes, le PMVS utilise de nombreux outils au niveau des programmes et des projets pour orienter les activités et la planification. Au niveau des programmes, plusieurs outils de planification intégrée orientent la gestion et la prise de décisions. Ces outils englobent le cadre « SEP Production Planning: A Framework »(DFO, 2012), le cadre « Biological Risk Management Framework for Enhancing Salmon in the Pacific Region »(DFO, 2013b) ainsi qu'une stratégie en matière d'infrastructure. Ces outils seront intégrés à un processus de planification à long terme qui sera axé sur la gestion stratégique au niveau des programmes et l'orientation de la planification annuelle des programmes et des projets. Cette intégration garantira l'atteinte des objectifs du MPO et des intervenants en matière de production de saumons mis en valeur.

Au niveau opérationnel, des plans de gestion de la santé des poissons (PGSP) ont été mis en œuvre dans toutes les écloseries exploitées par le MPO. Ces plans ont été résumés par Stephen et al. (2011), dans le Rapport technique 1A de la Commission Cohen. En plus des PGSP, le PMVS met en œuvre les Lignes directrices pour les programmes de mise en valeur du saumon (DFO, 2005c), qui fournissent une orientation au niveau opérationnel afin de garantir que tous les risques génétiques, écologiques et pathologiques liés à la mise en valeur sont gérés de manière appropriée. L'évaluation des activités des écloseries constitue un élément des processus d'examen périodique des programmes, comme l'examen des activités des installations du PMVS de 2004-2005 (DFO, 2005b).

Menaces et facteurs limitatifs

Chaque couple reproducteur de saumons chinooks a un potentiel de reproduction de 2 000 à 17 000 descendants, qui dépend principalement de la taille de la femelle (McPhail, 2007). Dans le cas des populations qui connaissent un déclin, moins de deux descendants survivent jusqu'au stade adulte. Le nombre réel de descendants qui survivent suffisamment longtemps pour produire la prochaine génération dépend des menaces (interactions anthropiques directes) et des facteurs limitatifs (comme les fluctuations naturelles dans l'environnement) que les saumons chinooks rencontrent à chaque stade de leur cycle vital. Ces menaces peuvent être d'origine naturelle, comme la prédation ou les restrictions alimentaires, découler de l'interaction directe avec l'humain, comme la pêche, ou résulter de pressions sur l'habitat exacerbées par les activités humaines, comme la pollution, la foresterie ou l'urbanisation (Brown et al., 2013a).

Les principales menaces qui pèsent sur le saumon chinook englobent la récolte, les changements de l'habitat d'eau douce ou marin, les écloseries, les agents pathogènes/l'aquaculture et les changements climatiques.

Récolte

La menace que représente la récolte pour le saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique devrait être prise en considération selon l'UD. Les répercussions totales de la pêche varient selon les régions géographiques où les pêcheurs interceptent les saumons chinooks pendant leur migration vers l'océan. Ces répercussions varient également pour chacun des indicateurs du sud de la Colombie-Britannique, selon le type de pêche, par exemple la pêche à la traîne, la pêche au filet et la pêche récréative (Brown et al., 2013a).

Le total de captures débarquées de saumons chinooks en Colombie-Britannique a connu un déclin considérable depuis le milieu des années 1970 (figure 17). Les récoltes de saumons chinooks originaires des cours d'eau du sud de la Colombie-Britannique ont chuté (figure 18), la diminution des débarquements commerciaux causant la majorité de ce déclin (figure 19). Une part de cette réduction est, du moins, partiellement attribuable aux changements de l'environnement marin suscités par des oscillations climatiques à grande échelle (par exemple l'oscillation du tourbillon du Pacifique Nord et l'oscillation décennale du Pacifique) (Braun et al., 2015; Dorner, 2017).

En cas de faible productivité, la récolte constitue une menace importante pour bon nombre d'UD. Riddell et al. (2013) soulignent que, même si le taux d'exploitation total a considérablement diminué depuis l'année de ponte 1993, un déclin connexe de la productivité par stock pourrait réduire le MSY de manière importante. Cette diminution de la productivité par stock pourrait être attribuable à un faible taux de survie en mer, et porte à croire que même des taux d'exploitation plus bas pourraient être trop élevés. Les taux d'exploitation réels peuvent être comparés aux taux d'exploitation totaux approximatifs au MSY (EMSY) afin de déterminer si la pêche a été un facteur de stress important pour le saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique (tableau 10). Selon des estimations existantes de la productivité, seuls les individus du ruisseau Dome (UD 11) font l'objet d'un taux d'exploitation qui pourrait être jugé « stressant ». Cependant, des éléments de preuve relativement solides provenant de l'habitat marin portent à croire que la productivité a diminué sur l'ensemble de la côte depuis le début des années 1990 (Kilduff et al., 2014; Dorner et al., 2018) et que les EMSY constituent donc des surestimations. De récents éléments de preuve laissent entendre que le changement de calendrier de maturation, la diminution de la taille selon l'âge et la diminution de la fécondité selon l'âge sont tous des facteurs qui ont contribué à la diminution de la productivité (Bailey, comm. pers., 2018). Lorsque l'EMSY a été ajusté de manière à tenir compte d'une plus faible productivité, 6 des 12 stocks indicateurs présentaient un taux d'exploitation total supérieur à la valeur de l'EMSY. Il est donc possible que de nombreux stocks soient surexploités, car leur productivité chute (Bailey, comm. pers., 2018).

^a Le taux d'exploitation total du stock du ruisseau Robertson est probablement inhabituellement élevé en raison de la pêche terminale intensive ciblant ces individus originaires d'écloseries.

Habitat d'eau douce

La modification et la dégradation de l'habitat peuvent causer une baisse de l'abondance des saumons chinooks du sud de la Colombie-Britannique : 1) directement par la détérioration continue de l'habitat d'eau douce; 2) indirectement par les interactions entre les déclins anthropiques de la qualité de l'habitat et d'autres facteurs de stress où les populations d'habitat d'eau douce de moins bonne qualité sont plus vulnérables aux autres facteurs de stress (Riddell et al., 2013). Des éléments de preuve semblent indiquer que le cycle vital en eau douce du saumon chinook est plastique, les juvéniles subissant diverses stratégies de migration et de croissance pendant leur première année (Bradford et Taylor, 1997) en réaction aux variations environnementales. Cette diversité du cycle vital réduit la probabilité qu'un seul agent de forçage environnemental ou biologique soit en mesure de produire des tendances cohérentes en matière de survie en eau douce à grande échelle spatiale.

Les barrages peuvent également altérer les débits, empêcher l'accès à de l'habitat de fraye et de croissance, nuire à la qualité et à la quantité de ces habitats, et constituer une source de stress pour les saumons chinooks en migration. Les barrages relevés qui affectent le saumon chinook englobent les installations hydroélectriques dans les rivières Puntledge, Bridge, Seton, Nechako, Shuswap (cours moyen), Alouette, Stave, Cheakamus, Cheekeye, Nanaimo, Quinsam, Campbell, Salmon, Theodosia, Capilano, Seymour, Coquitlam, Cowichan et Big Qualicum.

Avec la mise en garde précisant que leur étude ne tenait pas compte des changements des niveaux historiques (par exemple dans la partie canadienne du fleuve Columbia), Riddell et al. (2013) ont conclu qu'il n'y avait pas de facteurs environnementaux en eau douce évidents qui pourraient expliquer les récentes tendances en matière d'abondance des saumons chinooks reproducteurs du sud de la Colombie-Britannique. Aucune corrélation n'a été constatée entre les tendances récentes des changements anthropiques et les échappées caractérisées par un ensemble d'indicateurs de pression (voir Stahlberg et al., 2009). Les changements anthropiques dans les bassins versants qui ont été pris en considération englobent l'urbanisation, la foresterie, le dendroctone du pin ponderosa (Dendroctonus ponderosae), les changements de la couverture terrestre, l'exploitation minière (Kjelson et al., 1981, 1982), le développement agricole/rural, la construction de routes (Bradford et Irvine, 2000), la densité des traverses de cours d'eau, la perturbation des zones riveraines, le déversement autorisé d'eaux usées et la répartition de l'eau (Kjelson et al., 1981, 1982). Au cours des dernières années, les répercussions liées au climat observées dans l'habitat d'eau douce sont notamment l'augmentation des températures des cours d'eau et les crues nivales plus hâtives (DFO, 2017), qui peuvent influer sur les conditions de migration en amont, les températures des frayères et les conditions de dévalaison des smolts.

Malgré les constats de Riddell et al., les changements des bassins versants ont été quantifiés pour le présent rapport en fonction des données accessibles de Porter et al. (2013) et ont été inclus dans l'évaluation du calculateur de menaces de l'UICN (voir la section Structure des chapitres sur les unités désignables ci-dessous).

Habitat marin

Même si les habitudes migratoires et d'autres aspects de l'écologie marine continuent d'être étudiés, le temps passé en mer constitue un élément très important du cycle vital de tous les saumons du Pacifique (Brown et al., 2013a). Riddell et al. (2013) en sont venus à la conclusion que, lors de la première année en mer, les conditions de l'habitat marin représentent probablement un facteur clé des tendances récentes en matière de survie et de productivité. Toutes les UD partagent le même milieu marin, mais les stocks qui commencent leur vie marine dans le détroit de Georgia, par exemple, se trouvent dans un milieu marin différent de celui des stocks qui entament ce stade au large de la côte ouest de l'île de Vancouver. Les habitudes migratoires des poissons de chaque UD peuvent être différentes, comme le décrit la section « Déplacements et dispersion » du présent rapport. Néanmoins, en raison du vaste milieu commun, les changements à grande échelle ont probablement une incidence similaire sur toutes les UD. Cette affirmation est corroborée par le fait qu'une tendance globale à la baisse est observée dans l'ensemble des UD du saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique (Riddell et al., 2013).

Le saumon chinook passe une grande partie de sa vie en mer, où il est exposé à un large éventail de facteurs pouvant avoir une incidence sur sa croissance et sa survie (voir par exemple Peterman, 1987; Beamish et Mahnken, 2001; Pearcy McKinnell, 2007; Farley et al., 2007). L'importance du début de la vie en mer pour la survie des saumons du Pacifique est appuyée par des études des échelles spatiales de la covariation du nombre de recrues par individu reproducteur et des études qui montrent que la corrélation entre les conditions océaniques côtières au début du stade de la vie en mer et la survie en mer est plus forte qu'entre les conditions océaniques côtières à tout autre stade vital et la survie en mer (Magnusson, 2001; Wertheimer et al., 2004; Mueter et al., 2005; Pyper et al., 2005). Il y aurait aussi une forte corrélation entre les conditions marines locales (soit le milieu marin près du point d'entrée en mer) et la survie en mer du saumon chinook (Riddell et al., 2013). À l'entrée en mer, les stocks qui sont à proximité les uns des autres ont des tendances similaires en matière de survie, contrairement aux stocks qui sont éloignés les uns des autres (figure 21). Toutefois, une étude récente semble révéler une situation plus complexe, où les stocks de la mer des Salish présentaient moins de similitudes entre eux que ceux situés à l'extérieur de la mer des Salish (Ruff et al., 2017).

De façon directe et indirecte, la température de l'eau de mer pose plusieurs défis aux espèces de saumons du Pacifique (Meuter et al., 2005; Richter et Kolmes, 2005). En 2012, Irvine et Crawford ont fait la synthèse des données sur l'oxygène, la salinité et la température de l'océan Pacifique pour étudier les impacts que ces facteurs pourraient avoir sur le réseau trophique (populations de phytoplancton, de zooplancton, d'invertébrés, de poissons et d'oiseaux). Les données indiquaient que les températures dans le nord-est de l'océan Pacifique étaient plus faibles que la moyenne, ce qui s'inscrit dans une tendance amorcée en 2005. Des données plus récentes montrent que les températures océaniques et terrestres dans le nord-est du Pacifique et en Colombie-Britannique et au Yukon étaient supérieures à la moyenne de 2013 à 2016 (DFO, 2017), en partie à cause d'anomalies climatiques à grande échelle (le « blob » [masse d'eau chaude] — voir par exemple Bond et al., 2015; Di Lorenzo et Mantua, 2016).

Les anomalies climatiques à grande échelle peuvent entretenir des liens avec les taux de survie en mer des saumons. Par exemple, depuis 1995, la tendance de l'oscillation du tourbillon du Pacifique Nord ressemble à la tendance générale des taux de survie en mer du saumon chinook (figure 22, figure 23; Riddell et al., 2013; à l'exception des stocks de la mer des Salish – voir Ruff et al., 2017). Au cours du deuxième semestre de 2013, une anomalie de température de la surface de la mer, connue sous le nom de « blob », s'est formée dans le nord-est du Pacifique et a atteint des profondeurs de 100 m. En 2014, le blob s'était déplacé dans les eaux côtières de la Colombie-Britannique et du Yukon et, en 2015, les effets du blob se sont combinés aux effets d'un événement El Niño. La combinaison de ces événements a accentué la hausse des températures terrestres et océaniques locales. Dans le nord-est du Pacifique, on a observé un remplacement des copépodes d'eau froide par des copépodes d'eau chaude (DFO, 2016; DFO, 2017). Des espèces habituellement présentes à des latitudes méridionales ont également été observées, et leur présence pourrait avoir eu des répercussions sur les dynamiques prédateurs-proies de l'écosystème du saumon (DFO, 2016; DFO, 2017). À partir de la fin 2016 jusqu'en 2017, le blob et El Niño n'étaient plus présents dans le nord-est du Pacifique. En 2017, la montaison vers l'aire occupée par de nombreuses UD du saumon chinook de la Colombie-Britannique (p. ex. dans les réseaux du Fraser et de la côte ouest de l'île de Vancouver) était extrêmement faible pour la plupart des espèces et des populations de saumons. Les populations de saumons les plus au nord du Pacifique présentaient davantage de réactions variables.

À l'exception des stocks du Fraser, la plupart des individus des stocks indicateurs du sud de la Colombie-Britannique munis d'une micromarque magnétisée codée sont lâchés dans l'océan ou près de celui-ci et, par conséquent, fournissent d'excellents indicateurs des conditions de survie en mer à partir du lâcher jusqu'à l'âge 2 (Riddell et al., 2013). Les stocks du Fraser micromarqués sont lâchés à un peu plus de 100 km de l'océan, ce qui signifie que les données de ces stocks reflètent l'effet de la survie après le lâcher jusqu'à l'âge à la première reproduction. D'après les données des micromarques magnétisées codées, les taux de survie ont diminué au cours des dernières années pour la plupart des stocks indicateurs de saumons chinooks du sud de la Colombie-Britannique, toutefois certaines UD n'ont connu aucun déclin (figure 24, figure 25). Ces dernières populations entraient dans le détroit de Georgia plus tôt ou plus tard que la période habituelle, qui est en mai ou juin, ce qui porte à croire que les différences temporelles des conditions au début de la vie marine ont une grande incidence sur la survie à ce stade (Beamish et al., 2010).

Parmi les 31 espèces de mammifères marins qui occupent les eaux au large de la côte du Pacifique du Canada, sept sont des prédateurs connus des salmonidés (Brown et al., 2013a). Bien que, dans de nombreux cas, les taux de prédation propres au saumon chinook soient inconnus, il est généralement entendu que la prédation par des mammifères marins joue parfois un rôle important dans les taux de mortalité de certains stocks de saumons chinooks.

Selon des modèles de simulation, les taux de mortalité du saumon chinook due à la prédation par des mammifères marins ont augmenté dans les années 1990 par rapport aux taux des 30 années précédentes (figure 26). Ces résultats s'expliqueraient en partie par le fait que les prédateurs se nourrissaient d'une plus grande proportion de poissons, puisque les populations de chinooks étaient en déclin (Bailey, comm. pers., 2018). Toutefois, d'autres modèles laissent entendre que cette interprétation ne serait pas appuyée par des données probantes (Preikshot et al., 2013). Néanmoins, les populations d'otaries, de phoques communs, de dauphins à flancs blancs et de rorquals à bosse ont augmenté considérablement depuis les années 1970, ce qui peut avoir entraîné une hausse des taux de consommation (Riddell et al., 2013; Chasco et al., 2017). Par exemple, entre 1970 et 2015, la biomasse de saumon chinook consommée annuellement par des pinnipèdes du Puget Sound (État de Washington, États-Unis) est passée de 68 à 625 tonnes métriques (Chasco et al., 2017).

Les épaulards résidents du nord et du sud, qui représentaient un total d'environ 350 individus dans les eaux britanno-colombiennes en 2013, sont considérés comme des spécialistes des salmonidés (Brown et al., 2013a). Ces baleines se rassemblent à l'été et à l'automne dans des régions précises dans le but d'attraper des saumons en montaison vers leurs frayères natales. Des études de terrain approfondies portant sur le comportement alimentaire des épaulards indiquent que cette espèce se nourrit de manière sélective de saumons chinooks et, dans une moindre mesure, de saumons kétas (Ford et Ellis, 2006; Hanson et al., 2010). Ces baleines semblent cibler de grands poissons, dont la plupart sont âgés d'au moins quatre ans. Riddell et al. (2013) ont discuté des conclusions d'un atelier qui ont permis de déterminer que la population de saumons chinooks de la Thompson Sud (UD 12, UD 13 et UD 14) correspondait au stock prédominant dans le régime alimentaire de l'épaulard résident du sud. D'autres stocks de saumons chinooks du Fraser, dont certains sont en déclin, occupent également une place importante dans l'alimentation des épaulards résidents. Même si Hanson et al. (2010) ont effectué des études pendant une seule année et qu'ils n'ont pas tenu compte de l'abondance relative des UD au cours de ladite année, ils ont classé chaque UD en fonction de leur l'importance inférée comme suit : haut Fraser (UD 11), moyen Fraser (UD 7, UD 8, UD 9, UD 10), Thompson Sud (UD 12, UD 13, UD 14) et bas Fraser (UD 2, UD 3, UD 4, UD 5, UD 6).

Les effectifs de phoques communs le long de la côte du Pacifique ont connu une augmentation considérable depuis que les activités de chasse ont cessé à la fin des années 1960 (Brown et al., 2013a). De manière semblable aux tendances au sud de la frontière, le nombre de phoques communs dans le détroit de Georgia a augmenté annuellement de 11,5 % après le milieu des années 1970, puis s'est stabilisé à environ 40 000 individus au milieu des années 1990. Cette tendance reflète la tendance générale de la côte britanno-colombienne, où le nombre de phoques total est estimé à 105 000 individus (Olesiuk, 2010). L'importante collecte d'excréments qui a eu lieu au cours des années 1980 a révélé que les phoques communs du détroit de Georgia consommaient une grande variété d'espèces proies, mais que le hareng et la merluche constituaient les éléments prédominants de leur alimentation. Dans l'ensemble, les salmonidés ne représentaient qu'environ 4 à 7 % de l'alimentation des phoques communs, qui chassent surtout les saumons adultes prégénésiques dans les estuaires et les cours d'eau (Olesiuk, 1993; Thomas et al., 2016). Cette prédation peut être une cause importante de mortalité chez les saumons chinooks adultes en montaison lorsque l'effectif de la remonte est faible et que les modifications à l'habitat rendent les individus vulnérables à la prédation (p. ex. la canalisation du cours inférieur de la rivière Puntledge). Les phoques communs chassent également les saumons juvéniles, y compris les chinooks juvéniles (Thomas et al., 2016), tant en zones marines que dans les cours d'eau. Les taux de prédation sur les juvéniles en dévalaison peuvent être importants dans les zones éclairées artificiellement la nuit, par exemple près des ponts (p. ex. rivière Puntledge; Olesiuk et al., 1996). La morphologie contraignante d'un cours d'eau peut accroître la vulnérabilité à des prédateurs très mobiles et agiles, comme les phoques. La portée de la prédation par les phoques communs sur les saumons chinooks juvéniles dans des milieux naturels est présentement inconnue. Chasco et al. (2017) ont estimé qu'entre 1970 et 2015 la biomasse de saumon chinook consommée annuellement par des pinnipèdes (phoque commun [Phoca vitulina], otarie de Californie [Zalophus Californianus], otarie de Steller [Eumetopias jubatus]) du Puget Sound est passée de 68 à 625 tonnes métriques. En 2015, les pinnipèdes consommaient deux fois plus de saumons chinooks que les épaulards, et la quantité qu'ils consommaient était six fois plus élevée que la quantité totale des prises découlant de la pêche commerciale et de la pêche récréative.

Les effectifs d'otaries en Colombie-Britannique ont presque triplé depuis que la chasse a cessé à la fin des années 1960 (Brown et al., 2013a). Avant 2013, le nombre d'individus augmentait de 5 % par an, et, d'après le nombre de naissances, il y aurait actuellement, dans la province et dans les eaux adjacentes du sud-est de l'Alaska, approximativement 60 000 individus, ce qui est beaucoup plus élevé que le nombre estimé au début du 20e siècle. Les otaries de Steller sont très répandues dans les eaux côtières, mais pendant l'été, la majorité d'entre elles se rassemblent aux roqueries de reproduction habituelles, dont les plus grandes se trouvent aux îles Scott, au large de l'extrémité nord de l'île de Vancouver, et à l'île Forrester, en Alaska, tout juste au nord de Haida Gwaii (îles de la Reine-Charlotte). Des études sur l'alimentation effectuées à l'aide de restes de proies trouvés dans les excréments prélevés à ces roqueries et à d'autres échoueries révèlent que les otaries de Steller se nourrissent de diverses espèces de poissons et de céphalopodes, et que les saumons représentent une partie importante de leur alimentation, surtout en été et en automne. Les salmonidés constitueraient environ 10 % de leur alimentation totale (Olesiuk et al., 2010). Une otarie de Steller consomme en moyenne 18 kg de proies par jour, ce qui équivaut à environ 17 200 tonnes par an pour la population qui se trouve dans les eaux canadiennes. Des études préliminaires sur les espèces présentes dans le régime alimentaire de l'otarie de Steller indiquent que, de tous les salmonidés consommés, le saumon chinook pourrait représenter une partie importante (Olesiuk et al., 2010).

D'autres espèces de mammifères marins de la région consomment des salmonidés, notamment le marsouin de Dall, le dauphin à flancs blancs du Pacifique, l'otarie de Californie et l'otarie à fourrure du Nord. La portée de la prédation par ces espèces sur les différents salmonidés est très peu connue (Ford et Olesiuk, 2010).

Il n'y a aucune association constante entre les efflorescences d'algues nuisibles et la survie en mer du saumon chinook (Riddell et al., 2013). Cependant, les stocks de la rivière Cowichan (UD 21) et du ruisseau Dome (UD 11) avaient de plus faibles taux de survie pendant les années d'efflorescences importantes, comme l'indique une forte anomalie négative du taux de survie moyen par rapport à un taux de survie moyen, ce qui laisse penser que l'emplacement des efflorescences pourrait nuire à certaines populations plus qu'à d'autres (figure 27) (Riddell et al., 2013).

Il n'y a aucune preuve de corrélation entre la survie des saumons chinooks du sud de la Colombie-Britannique et la compétition avec les saumons roses juvéniles, car aucune tendance constante n'a été observée au cours des années affichant des effectifs de saumons roses juvéniles contrastants dans le détroit de Georgia (saumons roses juvéniles en très grand nombre au cours des années paires et presque absents au cours des années impaires; Riddell et al., 2013; figure 28).

Écloseries

Depuis le début du Programme de mise en valeur des salmonidés (PMVS), les populations sont augmentées de façon continue, en particulier les populations des régions côtières de l'île de Vancouver et du bas Fraser (MacKinlay et al., 2004).

Le COSEPAC considère que les poissons d'écloserie font partie de la population pourvu qu'ils complètent les populations sauvages. Les rejetons produits naturellement font généralement l'objet de l'application des critères quantitatifs, seulement s'il est prévu que ces individus auront une incidence positive nette sur l'espèce sauvage évaluée et qu'ils n'entraînent pas une baisse de la capacité d'adaptation moyenne des individus de la population (ligne directrice numéro 7, annexe E7 des lignes directrices du COSEPAC concernant les populations manipulées; COSEWIC, 2010).

Récemment, Withler et al. (2018) ont fait la synthèse des connaissances actuelles sur les impacts qu'ont les activités des écloseries sur les stocks sauvages de saumons chinooks. Ils ont conclu que les écloseries constituent un facteur de risque pour la diversité génétique des espèces sauvages qui doit être visé par des mesures de gestion et d'atténuation afin de protéger la biodiversité des saumons du Pacifique au Canada.

D'après des données de 2013, l'incidence des écloseries varie parmi les UD. Les taux de production en écloserie ont été très faibles dans les UD du moyen et du haut Fraser au cours des trois dernières générations et, par conséquent, les programmes d'écloseries n'ont probablement pas eu d'influence sur la viabilité des populations ou les tendances en matière d'abondance des populations naturelles au cours des dernières années (Riddell et al., 2013). La production en écloserie n'a probablement eu aucun effet direct sur les UD de la rivière Thompson et du bas Fraser. Plusieurs sources de données indiquent que les programmes d'écloseries ont entraîné une diminution de la productivité ainsi que des déclins dans les UD du détroit de Geogria et à l'ouest de l'île de Vancouver, mais les données sont limitées. Ces UD présentent des signes de changements génétiques et d'homogénéisation importants (Riddell et al., 2013).

Il est important de souligner que les efforts déployés à grande échelle pour mettre en valeur les populations de saumons chinooks ont été entamés au cours des années 1970 et que les écloseries ont été construites dans plusieurs sites du bassin versant du Fraser (Bailey, comm. pers., 2018). À l'époque, la biologie de nombreux stocks du Fraser était mal comprise, et bon nombre de projets ont tenté de mettre en valeur les remontes en produisant des smolts d'âge 0+ dans des stocks où la smoltification se produit naturellement chez les jeunes de l'année. Les cas de réussite étaient rares, et de nombreux projets ont été abandonnés, notamment les écloseries de Fort St. James, de la rivière Quesnel, de la rivière Eagle et de la rivière Clearwater (Bailey, comm. pers., 2018). Bien que ces premiers projets de mise en valeur aient été abandonnés, on ignore si les tentatives de manipulation du cycle vital ont eu des effets négatifs à long terme sur les stocks. La mise en valeur se poursuit dans certaines UD du réseau hydrographique du Fraser, et elle est strictement réglementée et nécessite un permis. La plupart des projets comprennent maintenant des stocks d'individus reproducteurs et produisent des juvéniles qui sont lâchés en même temps et dont la taille est semblable à celle des individus sauvages. Autrefois, des croisements entre les UD étaient effectués intentionnellement, et des lâchers dans des UD non natales se produisent encore. De plus, des juvéniles beaucoup plus grands que les juvéniles sauvages sont lâchés, ce qui entraîne de plus grands taux de survie et modifie le calendrier de maturation. L'impact à long terme de la mise en valeur des stocks du sud de la Colombie-Britannique est mal compris. La surpêche des populations naturelles peut avoir lieu dans des pêches de stocks mélangés, mais d'autres impacts peuvent être plus subtils et difficiles à détecter. De récents progrès en génétique et en épigénétique indiquent que la mise en valeur en écloserie pourrait avoir un impact négatif, et que des stratégies inadaptées et des transferts entre bassins pourraient aggraver ces impacts.

La production en écloserie influe le plus fortement sur les tendances des populations (changements annuels proportionnels en matière d'abondance) (Hoekstra et al., 2007). Il existe des preuves que la mise en valeur pourrait poser un risque pour les populations naturelles. Myers et al. (1998) affirment que la propagation artificielle pose plusieurs risques sur le plan génétique pour les populations de saumons sauvages et les populations de truites arc-en-ciel anadromes, en plus des complications qu'elle entraîne pour l'évaluation des taux de remplacement. Le croisement de poissons naturels et de poissons d'écloserie peut mener à une perte de valeur adaptative dans les populations locales, par exemple une perte d'adaptation locale ou de diversité génétique parmi les populations. Des preuves indiquent également que le taux de survie des poissons d'écloserie est plus faible que celui des poissons sauvages pendant les périodes de faible productivité océanique (Nickelson, 1986; Zimmerman et al., 2015 – saumon coho; Beamish et al., 2012 – saumon chinook). Cependant, il existe une faible corrélation entre l'ampleur des lâchers d'écloseries et la survie des individus lâchés en mer, sauf pour les stocks de la côte est de l'île de Vancouver (Riddell et al., 2013) (figure 29). Un autre effet possible important est la réduction de la capacité reproductive des poissons sauvages (voir par exemple Nickelson, 2003; Buhle et al., 2009; Chilcote et al., 2011; Ford et al., 2012).

Gardner et al. (2004) ont préparé un document exhaustif sur l'information disponible concernant les interactions entre les poissons sauvages et les poissons d'écloserie pour le Conseil pour la conservation des ressources halieutiques du Pacifique. Les effets positifs ou négatifs de chaque type d'interaction ont été expliqués à l'aide d'exemples. Gardner et al. (2004) ont tiré les conclusions suivantes par ordre de risque :

1. Pêche de stocks mélangés : la recherche a permis de déterminer les situations où les impacts négatifs sur les saumons sauvages se sont fait sentir à grande échelle, les pires étant ceux associés aux écloseries du bassin de Georgia^{Note de bas de page 1}. Les stratégies de gestion des pêches et les techniques de pêche visent à réduire la récolte de stocks mélangés de saumons sauvages.
2. Interactions génétiques : selon une théorie actuelle, bien que les preuves d'impacts réels soient rares, la mise en valeur pourrait réduire considérablement la diversité génétique et la valeur adaptative des saumons sauvages. Les modifications génétiques des poissons d'écloserie pourraient bien être inévitables; l'incertitude est liée à l'ampleur de ces modifications et à l'importance de leur incidence sur les saumons sauvages. Les pratiques liées aux écloseries mises en œuvre au cours des dernières années ont permis d'atténuer certains risques d'impacts génétiques, mais les risques demeurent importants.
3. Compétition : certaines études ont relevé que la compétition a des répercussions néfastes sur les saumons sauvages, étant donné que les saumons mis en valeur consomment des aliments qui seraient autrement disponibles pour les saumons sauvages. Les préoccupations grandissantes sur la capacité de charge limitée concernent à la fois les habitats d'eau douce et les habitats en mer.
4. Prédation : la prédation aurait un impact négatif sur les saumons sauvages dans certains cas, mais d'autres études indiquent que la présence de saumons mis en valeur peut avoir un effet neutre, voire positif, sur la prédation des saumons sauvages.
5. Maladie : aucune étude démontrant des interactions négatives sur le plan de la santé entre les saumons sauvages et les saumons mis en valeur n'a été trouvée au cours de cette recherche. Néanmoins, il existe un risque de transfert de maladies entre les saumons sauvages et les saumons mis en valeur, car les conditions dans les écloseries peuvent favoriser la propagation de maladies qui, en théorie, peuvent ensuite être transmises aux poissons sauvages par l'eau ou le contact entre poissons.
6. Installations : il est possible que les installations de mise en valeur aient des impacts négatifs sur l'habitat local des poissons, mais les recherches n'ont pas jugé ces impacts comme étant importants. Ces installations correspondent au type d'interactions potentielles les plus localisées et les plus faciles à atténuer ou à éviter.

Weber et Fausch (2003) donnent aussi des renseignements sur les effets négatifs de la production en écloserie lorsque des saumons chinooks sauvages sont présents. Ils ont trouvé que, malgré l'intention d'atténuer la pression sur les stocks de saumons sauvages, la présence de poissons d'écloserie pourrait nuire aux populations non mises en valeur. Parmi un certain nombre d'effets possibles, l'augmentation artificielle de la taille de quelques stocks en présence de stocks sauvages peut entraîner une hausse de la pression exercée par les groupes de pêcheurs récréatifs et commerciaux étant donné que le nombre global de poissons est plus élevé (à moins que les poissons d'écloserie soient marqués et conservés de manière sélective), et peut faire augmenter le taux de mortalité des poissons sauvages non marqués remis à l'eau. Même si les lâchers d'écloseries peuvent encore se produire à des effectifs moindres, les stocks sauvages dont la productivité est tout aussi faible ne peuvent pas supporter ce niveau d'exploitation.

Avant d'être lâchés, les saumons chinooks élevés en écloserie ne sont exposés à aucun prédateur, de sorte que les comportements agressifs normaux entraînent une récompense (plus de nourriture) plutôt qu'un risque de prédation. Ces poissons peuvent aussi montrer une adaptation locale rapide aux écloseries (Christie et al., 2012). Une fois lâchés dans un milieu naturel, les smolts d'écloserie, qui sont généralement de grande taille et agressifs, peuvent supplanter leurs homologues d'origine naturelle sur le plan des ressources alimentaires (Weber et Fausch, 2003). Dans un contexte où les ressources alimentaires sont limitées, cet avantage concurrentiel peut nuire aux poissons sauvages en diminuant leur taux de survie initiale.

Gardner et al. (2004) n'ont également pas tenu compte de la pratique de certaines écloseries qui consiste à libérer des poissons élevés en cage. Cette pratique a été utilisée pour accroître les occasions de pêche récréative dans les zones marines, particulièrement au large de la côte ouest de l'île de Vancouver (aussi dans le port de Vancouver et la baie Burrard). Certains sites de lâcher de poissons élevés en cage (p. ex. passage Discovery, baie Maclean, anse Poett) ne sont associés à aucune population locale de saumons chinooks. Par conséquent, les chinooks élevés en cage qui sont lâchés trouvent difficilement des cours d'eau où frayer. Dans la région de la rivière Campbell, des saumons chinooks provenant de l'écloserie de la rivière Quinsam lâchés depuis un site d'élevage en cage du passage Discovery ont été trouvés dans de petits ruisseaux de l'île Quadra (Drew, McKercher et cours d'eau se jetant dans la baie Granite) ne renfermant pas d'habitat de fraye convenable pour le saumon chinook (données tirées du NuSEDs, MPO). De plus, pendant la montaison, les poissons élevés en cage qui ont été lâchés pourraient s'égarer dans les rivières et se reproduire avec des populations de chinooks établies qui sont distinctes de la population élevée en cage, et les effets sur la génétique de la population locale de saumons chinooks adaptés sont inconnus (Brown et al., 2013a). Il est rare que les poissons élevés en cage avant d'être lâchés soient munis d'une micromarque magnétisée codée, ce qui empêche la caractérisation des tendances en matière de déplacements à l'aide des modèles d'études existants; cependant des recherches réalisées récemment par le MPO indiquent des taux « d'égarement » plus élevés que ce qui était autrefois envisagé (Bailey, comm. pers., 2018).

Les programmes d'écloseries dans les UD du moyen et du haut Fraser, de la Thompson et du bas Fraser ont été réduits au point où le risque pour les saumons chinooks sauvages est faible et une surveillance supplémentaire des écloseries contribuerait peu à la compréhension des impacts des écloseries. Toutefois, les programmes d'écloseries dans les UD du détroit de Georgia et à l'ouest de l'île de Vancouver influent sur de nombreux aspects de l'écologie et de la dynamique de la population naturelle de saumons chinooks.

Agents pathogènes et aquaculture

Étant donné que presque aucune surveillance des maladies n'est effectuée chez les populations de saumons sauvages en Colombie-Britannique, le niveau d'impact des agents pathogènes sur la population de saumons chinooks du sud de la Colombie-Britannique est inconnu (Riddell et al., 2013). Cependant, des études en laboratoire et des observations de saumons chinooks en captivité (saumons d'élevage ou d'écloserie) ont révélé que des agents pathogènes et des maladies peuvent être une cause de mortalité. Les trois agents pathogènes suivants pourraient poser des risques pour la productivité du saumon chinook : Renbacterium salmoninarum, Aeromonas salmonicida et Vibrio anguillarum (Riddell et al., 2013).

Les risques que pose la salmoniculture dans des parcs en filet pour les saumons chinooks sauvages sont considérés comme étant faibles, mais les données sont limitées (Riddell et al., 2013). Le risque de transmission de maladies des saumons atlantiques d'élevage aux chinooks sauvages est jugé faible en raison de différences en termes de vulnérabilité à diverses maladies.

Changements climatiques planétaires

À l'échelle mondiale, les températures du sol et de l'air ont augmenté (NOAA, 2017). Les effets des changements climatiques pourraient générer des tendances uniformes à grande échelle spatiale, y compris dans les milieux d'eau douce. Ces changements se traduiraient par des températures accrues des cours d'eau, qui pourraient atteindre des niveaux critiques (> 18 °C) (Morrison et al., 2002; Ferrari et al., 2007), des changements du débit et du régime hydrologique des cours d'eau (Dery et al., 2012), une accélération de la fonte des glaciers (Schiefer et al., 2007; Stahl et al., 2008), une hausse des teneurs en contaminants (Harvell et al., 2002; Noyes et al., 2009, Sanderson et al., 2009; Walker et Winton, 2010) et des changements du milieu marin (Moore et al., 2008; Mooney et al., 2009; Rensel et al., 2010). Les répercussions possibles de ces changements pour les différents stades vitaux du saumon chinook sont résumées dans les paragraphes suivants (Puget Sound Partnership, 2017; IUCN, 2009).

Œufs, alevins, juvéniles — eau douce

Les inondations accrues en hiver peuvent augmenter l'abrasion des œufs ou le taux de mortalité des juvéniles en croissance lorsqu'il n'y a aucun refuge disponible. Les juvéniles en croissance pourraient aussi être déplacés vers des milieux moins prisés. Une diminution du débit en été pourrait élever davantage la température de l'eau, ce qui réduirait la quantité totale d'habitat disponible pour le chinook. Des températures estivales élevées pourraient réduire la croissance ou causer la mort de saumons juvéniles. L'augmentation du débit hivernal risque d'affouiller le lit des rivières, perturbant ainsi les nids et causant des dommages physiques aux œufs et aux juvéniles.

Subadultes et adultes — milieux marins

Les changements climatiques devraient perturber de nombreux réseaux trophiques dont fait partie le saumon chinook. Par exemple, la période d'efflorescence du plancton, proie dont ont besoin les jeunes saumons, dépend de facteurs climatiques. Si cette période d'efflorescence devait changer, les aliments pourraient se faire rares à des stades critiques du cycle vital (IUCN, 2009). De plus, les océans contribuent à l'absorption de concentrations accrues de dioxyde de carbone atmosphérique, ce qui a entraîné une augmentation de 30 % de l'acidité des océans depuis 1750 (Orr et al., 2005). Les répercussions devraient se faire sentir sur les réseaux trophiques océaniques, notamment par une prédation accrue sur le saumon (Fabry et al., 2008).

Adultes — eau douce

À mesure que les températures d'eau douce augmentent, plusieurs effets négatifs sur les saumons adultes peuvent se manifester. Les impacts biologiques directs sur le saumon chinook comprennent le stress physiologique, l'appauvrissement accru des réserves d'énergie, une vulnérabilité et une exposition accrues aux maladies et une perturbation des activités de reproduction (IUCN, 2009). Des obstacles à la migration liés à la température et une possible diminution de l'accès à l'habitat de fraye ou de la disponibilité de celui-ci peuvent également exister. Toutefois, il n'y a actuellement aucune preuve que l'augmentation des températures estivales diminuera la fécondité des saumons en période de fraye.

Pour de nombreuses UD du saumon chinook, la pluie pourrait remplacer la neige. Ce changement entraînera une diminution du débit estival de nombreux cours d'eau et une augmentation des apports d'eau douce en hiver. À l'échelle régionale, un ensemble de 30 projections jusqu'en 2070 montre que le réchauffement prévu sera plus important dans les parties intérieures du sud de la Colombie-Britannique que dans les régions côtières (Pike et al., 2010). Nelitz et Porter (2009) ont décrit les changements prévus dans les bassins versants des rivières Thompson et Chilcotin découlant des changements climatiques. Les tendances générales de cette analyse semblent indiquer que les impacts régionaux des changements climatiques sur le saumon chinook peuvent varier. Dans certaines régions, les modifications à l'habitat peuvent être avantageuses, alors qu'ailleurs, elles peuvent entraîner des contraintes relatives à la production. Par exemple, les habitats des cours d'eau dont les températures sont optimales pour la croissance du saumon chinook devraient diminuer dans le nord de la zone d'étude et augmenter dans le sud. Toutefois, la réduction des débits à la fin de l'été et au début de l'automne nuira aux juvéniles en croissance et aux individus qui frayent au printemps et à l'été. Par conséquent, les populations de saumons chinooks devraient diminuer de façon plus marquée dans le nord que dans le sud. Dans certains des cours d'eau les plus au nord, les débits en été et à l'automne devraient diminuer à un point tel que les débits minimums pour assurer le succès de la fraye et la croissance pourraient ne pas être atteints régulièrement dans l'avenir.

La portée des changements dans les bassins versants du sud de la Colombie-Britannique est probablement généralisée. La gravité de ces impacts est actuellement inconnue, mais elle pourrait être élevée, en particulier dans les UD déjà perturbées par d'autres activités humaines. Lors d'un examen récent des menaces qui pèsent sur le saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique, il a été déterminé que les changements climatiques touchent probablement déjà l'espèce, mais aucune conclusion finale ne peut être tirée à partir des données actuelles (Riddell et al., 2013).

Structure des chapitres sur les unités désignables

Dans les chapitres propres à chaque UD qui suivent, les renseignements présentés comprennent :

1. le nom, le cycle vital, la période de montaison et la durée de génération;
2. la zone d'occurrence ou la zone d'occupation;
3. les tendances en matière d'habitat;
4. l'abondance;
5. les fluctuations et les tendances;
6. les menaces et les facteurs limitatifs.

Nom, cycle vital, période de montaison et durée de génération

Chaque chapitre commence par la présentation du nom complet de l'UD, suivi du nom abrégé de l'UD et de la zone adaptative conjointe (ZAC), du cycle vital (type océanique ou fluvial), de la période de montaison (automne, printemps, été) et de la durée de génération. La durée de génération est estimée d'après l'âge moyen des individus reproducteurs lorsqu'il n'y a aucune mortalité causée par la pêche. Ces chiffres sont fondés sur les stocks indicateurs munis de micromarques magnétisées codées (présentés dans le tableau 12). Lorsqu'aucun stock indicateur n'est disponible dans une UD, d'autres stocks sont utilisés en guise de substituts (voir le tableau 18). En ce qui concerne les UD du saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique, tous les stocks indicateurs portant des micromarques magnétisées codées sont des stocks d'écloseries intégrés. Étant donné que les poissons d'origine naturelle et les poissons d'écloserie sont utilisés comme individus reproducteurs et que les micromarques magnétisées codées sont appliquées à leur progéniture, on suppose que les stocks indicateurs représentent raisonnablement les autres poissons d'origine naturelle dans l'UD. Cette hypothèse est souvent faite pour le saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique, mais il est bien connu que ces stocks indicateurs ont été choisis par souci de commodité, et non par sélection aléatoire ou toute autre méthode visant à représenter avec exactitude les caractéristiques de l'unité de conservation. Il s'agit actuellement des meilleures données disponibles aux fins d'estimation de la durée de génération (G. Brown, comm. pers.).

Zone d'occurrence et zone d'occupation

Pour UD, les données sur la zone d'occurrence et la zone d'occupation sont présentées dans la partie « Unités désignables » de l'analyse (voir la section « Délimitation des unités désignables » du présent rapport). Les délimitations de chaque UD sont illustrées à la figure 30. Cette aire représente la partie terrestre (c.-à-d. eau douce) de la zone d'occurrence du saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique évalué dans le présent rapport.

Les UD ont été délimitées à partir des données contenues dans les fiches de rendement des UC produites par Porter et al. (2013), qui ont utilisé des bassins versants de troisième ordre et plus tirés de l'Atlas des bassins versants de la Colombie-Britannique à l'échelle 1/50 000 (www.env.gov.bc.ca/fish/watershed_atlas_maps/, actuellement pas un lien actif) comme échelle spatiale de base pour l'analyse. Avant la publication du rapport de Porter et al., certaines délimitations de ces UC ont été modifiées pour permettre des changements définis par le MPO; des mesures connexes ont donc été recalculées. De manière générale, les délimitations des UD utilisées dans le présent rapport correspondent aux délimitations des UC. Par contre, les UD 12 et 21 sont formées de plusieurs UC. La superficie de chaque UD indiquée dans les chapitres propre à chaque UD est estimée grâce à un logiciel SIG qui utilise le format Shapefile pour les données géospatiales. La carte des UD (figure 30) a été confirmée comme étant à jour et exacte en 2012. Toutefois, après la publication du rapport, l'étendue spatiale de l'aire des UC a été redéfinie; dans tous les cas, elle a été élargie. Au moment de la rédaction du présent rapport, aucune donnée sur ces nouvelles délimitations n'était disponible.

L'étendue marine occupée par le saumon chinook ne peut pas être précisément définie sur le plan géospatial en raison du manque de données, mais la zone d'occurrence de tous les saumons chinooks du sud de la Colombie-Britannique est supérieure à 20 000 km². Selon les statistiques sur les prises, l'aire de répartition océanique du saumon chinook s'étend vers le nord jusqu'au sud-est de l'Alaska (Riddell et al., 2013). L'aire de répartition propre au saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique varie selon la stratégie du cycle vital des stocks locaux qui se déplacent vers le nord jusqu'au centre des îles de la Reine-Charlotte et vers le sud jusqu'à l'embouchure du fleuve Columbia (Bailey, comm. pers., 2018). Les stocks « extracôtiers » s'étendraient vers le nord jusqu'à la mer de Béring et dans le tourbillon du Pacifique Nord (Bailey, comm. pers., 2018).

Selon les méthodes utilisées dans le rapport de situation du COSEPAC sur le saumon rouge (population du Fraser), la zone d'occupation de chaque UD est calculée comme étant égale à deux fois la distance linéaire de l'habitat de fraye et est exprimée en kilomètres carrés. Cette méthode équivaut à superposer une grille à carrés de 2 km de côté sur le cours d'eau et à calculer la superficie totale. Pour faciliter la comparaison entre les UD, la description d'une UD indique également la proportion d'habitat de fraye dans l'UD par rapport au total de toutes les UD. L'étendue de l'habitat de fraye du chinook a été fournie par le Fisheries Information Summary System (FISS) de la Colombie-Britannique, et vise à couvrir la longueur linéaire totale de l'habitat de fraye connu du saumon chinook dans chaque UD. À l'heure actuelle, le FISS contient la meilleure information accessible en format SIG, mais la base de données est incomplète en raison du manque de renseignements exhaustifs sur la répartition du saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique (Porter et al., 2013).

Tendances en matière d'habitat

Les tendances en matière d'habitat signalées pour chaque zone d'eau douce d'une UD décrivent certains des indicateurs connus adaptés des données de la fiche de rendement de Porter et al. (2013) du MPO. Les tendances relevées portent sur l'altération de l'habitat terrestre, l'aménagement urbain et rural, l'exploitation minière, la densité du réseau routier, le nombre de traverses de cours d'eau, la perturbation de l'habitat riverain et du couvert forestier et la présence de dendroctone du pin ponderosa dans les peuplements de pins.

Activités et méthodes d'échantillonnage

Abondance

L'abondance totale est la mesure la plus souhaitable pour cette catégorie, mais ces données ne sont pas disponibles pour de nombreuses UD. Le présent rapport repose donc sur les données relatives aux échappées. La qualité et la quantité des données sur les échappées varient d'une UD à l'autre et au fil du temps. Les échappées, soit le nombre de poissons qui reviennent frayer dans leur cours d'eau natal (on parle aussi de l'abondance des reproducteurs), peuvent être évaluées selon la présence ou l'absence d'individus, l'abondance relative ou l'abondance totale (réelle). Le nouveau système de données sur les échappées de saumons (New Salmon Escapement Database System; NuSEDS) est une base de données centralisée qui contient des données sur les échappées de saumons adultes utilisées par Pêches et Océans Canada (MPO). Les données sur les échappées utilisées pour mesurer les paramètres de statut dans le présent rapport proviennent du NuSEDS, mais il est entendu que ces données ne correspondent pas toutes à des abondances absolues.

En 2013, le MPO a entrepris une démarche pour déterminer les seuils de qualité des données sur les échappées, qui comprenait un atelier de trois jours en février 2013. Le système de classification des estimations du NuSEDS (tableau 11) a joué un rôle central dans la sélection des données dont la qualité et l'exhaustivité étaient jugées suffisantes dans le calcul des paramètres. La démarche est brièvement décrite ici, mais la version détaillée se trouve dans Brown et al. 2013b. Les données considérées comme utilisables correspondaient uniquement à des estimations de type 1 à 4 (« abondance réelle » et « abondance relative »). Le système de classification des estimations du NuSEDS a exclu plus de 61 % des mentions d'échappées entre 1953 et 1995, car elles ne contenaient aucune information sur la classification des estimations; le type d'estimation de ces rapports est donc « inconnu ». Le MPO a déterminé que les données manquantes constituaient une priorité élevée pour le sauvetage des données. Le système de classification des estimations du NuSEDS a ensuite regroupé les données en catégories : E (élevée) = abondance réelle (type 1 ou 2), M (modérée) = abondance relative (type 3 ou 4), F (faible) = abondance relative (type 5) ou présence/absence (type 6), et « ? » (Inconnu) = dans la base de données, soit le type n'est pas mentionné, soit il est « Inconnu ».

Dans une UD ou une UC (dans le cas de la PSS), l'un des principaux défis consiste à combiner les données sur l'abondance réelle (type 1 ou 2) avec celles sur l'abondance relative (type 3 ou 4). Dans de nombreux cas où il existait plusieurs frayères, les estimations de l'abondance relative ont été additionnées aux estimations de l'abondance réelle pour obtenir l'abondance totale dans l'UD. Dans ces cas, l'indice d'abondance de l'UD entière était considéré comme un indice d'abondance relative. Au titre de la PSS, quatre UC ont été considérées comme fournissant l'abondance réelle : CK-03, CK-15, CK-21 et CK-22. Toutefois, lorsqu'elles sont regroupées en tant qu'UD, seule l'UD 2 (CK-03) a été considérée comme fournissant l'abondance réelle (l'UD 12 est composée de CK-15 et de CK-13; l'UD 21 est composée de CK-21, CK-22, CK-25 et CK-27). Pour ce qui est de l'indice d'abondance relative et de l'abondance réelle, toutes les UC et toutes les UD ont été ou sont considérablement mises en valeur (Brown et al., 2013b).

Les sites d'échantillonnage au sein d'une UD ont été évalués selon la qualité et l'exhaustivité de leur série chronologique. La liste complète des sites d'échantillonnage ainsi que l'année de début et l'année de fin de chaque méthode d'estimation sont présentées dans le tableau 43 (annexe 2) du présent rapport. Il est à noter que les sites dont la contribution aux données était très faible (p. ex. le ruisseau Wap dans l'UD 12) ne sont pas inclus dans les données des tableaux c) et d) des figures « Abondance, mise en valeur et lâchers d'écloseries » (figure 31) de chaque chapitre portant sur une UD. Le processus est décrit en détail par Brown et al. (2013) et repose sur les critères suivants.

1. Le site doit être persistant. Un site est considéré comme étant persistant lorsque plus de 50 % des observations dont il a fait l'objet au cours de la période allant de l'année de début à 2012 sont de haute qualité (type 1 à type 4), et que le nombre d'années manquantes consécutives ne dépasse pas la durée d'une génération. Par exemple, pour les UC dont l'année de début est 1995, il y aurait au moins 10 années de données de qualité élevée au cours de la période visée par l'examen approfondi des données, et il ne manquerait pas plus de 3, 4 ou 5 années consécutives (en fonction de la durée de génération moyenne de l'UC) pour chaque site d'échantillonnage persistant dans l'UC.
2. Pour les sites ayant peu un faible nombre d'observations de haute qualité au cours de la période allant de l'année de début à 2012, la tendance des données manquantes a été étudiée afin de déterminer si le comblement des données était possible et, le cas échéant, s'il pouvait fournir série chronologique suffisamment complète (c.-à-d. les observations manquantes au site d'échantillonnage ne couvraient jamais une génération complète, d'après la durée de génération moyenne de l'UD, au cours de la période allant de l'année de début à 2012). Les sites qui répondaient au critère de suffisance après le comblement étaient classés comme étant persistants; les autres sites étaient classés dans la catégorie « données insuffisantes ».
3. Si la proportion des observations de haute qualité effectuées au site était d'au plus 50 % au cours de la période allant de l'année de début à 2012, et que le comblement des données ne permettait pas d'atteindre ce taux de 50 %, le site était classé dans la catégorie « données insuffisantes ».

Après la combinaison des données provenant de plus d'un site au sein d'une UC et contenant des années avec des données manquantes, le MPO a procédé au comblement. Ce processus est décrit en détail par Brown et al. (2013b). Le comblement suivait la procédure décrite par English et al. (2006), selon laquelle la proportion moyenne (de toutes les années) de la contribution de chaque site d'échantillonnage par rapport au total a été calculée et utilisée pour combler les années sans données sur les échappées. Pour combiner les séries chronologiques de plusieurs UC au sein d'une UD (soit l'UD 12 et l'UD 21), la même approche d'English et al. (2006) a été utilisée.

Lorsque disponibles, les deux éléments d'information suivants sont présentés dans les chapitres sur les UD :

1. la proportion d'individus reproducteurs provenant de sites d'échantillonnage faisant l'objet de données de qualité variable;
2. le nombre d'individus reproducteurs au-dessus et au-dessous des seuils d'abondance.

La proportion d'individus reproducteurs provenant de sites d'échantillonnage faisant l'objet de données de qualité variable est calculée en combinant la catégorisation de la qualité des données des estimations de l'abondance et la catégorisation de la qualité des données provenant de différents sites d'échantillonnage. Le nombre d'individus reproducteurs au-dessus ou au-dessous des seuils d'abondance est fondé sur les critères quantitatifs du COSEPAC utilisés pour déterminer le nombre total d'individus matures. Les données de référence sont 10 000, 2 500, 1 000 et 250 individus.

Les micromarques magnétisées codées servent de source de données détaillées pour de nombreuses populations de saumons chinooks le long de la côte du Pacifique de l'Amérique du Nord (Hankin et al., 2005; Nandor et al., 2010). Les populations de saumons chinooks auxquelles s'ajoutent régulièrement des individus micromarqués issus de lâchers annuels sont des stocks indicateurs micromarqués. Elles servent à représenter des stocks d'individus reproducteurs sauvages affichant les mêmes tendances du cycle vital aux stades adulte et juvénile et censés afficher les mêmes tendances comportementales dans une zone géographique similaire. Pour que les micromarques magnétisées codées produisent suffisamment de données aux fins d'analyses, il faut que la plupart des indicateurs micromarqués soient liés aux programmes d'écloseries, où des poissons sont élevés, marqués et lâchés. Il existe 11 stocks indicateurs micromarqués au Canada, répartis parmi les UD du saumon chinook du sud de la Colombie-Britannique (tableau 12). La plupart de ces stocks proviennent d'écloseries conventionnelles à grande échelle, dont cinq sont situés dans le bassin versant du Fraser (UD 2, UD 11, UD 12, UD 15 et rivière Chilliwack) et six sont répartis autour de l'île de Vancouver (UD 19, UD 20, UD 21, UD 22, UD 23 et UD 24). Au cours des dernières années, deux écloseries ont fermé (UD 11 et UD 21, rivière Nanaimo), mais des fonds administrés par l'équipe de l'amélioration des micromarques magnétisées codées de la Comission du saumon du Pacifique (CSP) ont été récemment utilisés pour améliorer certains aspects des autres UD (PSC-CTC, 2012a).

Les micromarques magnétisées codées fournissent entre autres des données sur la répartition océanique (par la capture de poissons marqués vulnérables aux engins de pêche), l'exploitation, la survie des smolts et l'âge moyen à la maturité. Le Traité sur le saumon du Pacifique, signé par le Canada et les États-Unis, appuie les programmes annuels d'échantillonnage visant à recueillir des données sur les stocks indicateurs micromarqués à l'aide d'une méthode uniforme et impartiale (Brown et al., 2013b). Les données sur les stocks indicateurs micromarqués proviennent des fichiers de sortie des analyses par cohorte, qui s'étendent jusqu'à la fin de 2012 et ont servi à produire le rapport annuel de 2013 du Comité technique sur le saumon chinook (Brown et al., 2013b). Les détails de la procédure d'analyse par cohorte sont présentés dans le rapport de la Commission du saumon du Pacifique (PSC-CTC; 1987).

Mise en valeur

Il est impossible de distinguer avec certitude les poissons sauvages des poissons d'écloserie à moins de procéder au marquage de masse. Cependant, cette technique n'est présentement pas utilisée pour les saumons chinooks au Canada (on l'utilise seulement pour les saumons cohos d'écloserie). Par conséquent, les rédacteurs du rapport pré-COSEPAC ont adopté une approche de haut niveau fondée sur la catégorisation des sites par niveau d'activité de mise en valeur (Brown et al., 2013b). Un niveau de mise en valeur a été attribué aux sites d'échantillonnage dans les UD conformément à une procédure normalisée élaborée par le MPO dans le cadre du rapport pré-COSEPAC (Brown et al., 2013b). Les sites d'échantillonnage ont été classés selon le classement normalisé suivant :

• Catégorie 1. Inconnu (aucune preuve d'activité récente de mise en valeur) – aucune mention de lâchers ou de pontes et aucune estimation de la contribution de la mise en valeur pour la période de 2000 à 2011.
• Catégorie 2. Faible niveau d'activité de mise en valeur – il existe des mentions de lâchers et de pontes ou des estimations de la contribution de la mise en valeur avant 2000, mais pas pour la période de 2000 à 2011.
• Catégorie 3. Niveau d'activité de mise en valeur modéré, qui se définit comme suit :
  • le nombre de mentions de lâchers est inférieur ou égal à 4 sur 12 ans (≤ 25 % ou environ 1 par génération);
  • le nombre de mentions de prélèvements de stocks géniteurs est inférieur ou égal à 4 sur 12 ans (≤ 25 % ou environ 1 par génération);
  • l'estimation de la contribution des individus d'écloserie est disponible grâce aux données élargies des micromarques magnétisées codées, et la moyenne sur une période de 12 ans est inférieure à 25 % (évaluation de la contribution des adultes seulement).
• Catégorie 4. Niveau d'activités de mise en valeur élevé, qui se définit comme suit :
  • le nombre de mentions de lâchers est supérieur à 4 sur 12 ans (> 25 % ou > 1 par génération);
  • le nombre de mentions de prélèvements de stocks géniteurs est supérieur à 4 sur 12 ans (> 25 % ou > 1 par génération);
  • l'estimation de la contribution des écloseries est disponible grâce aux données élargies des micromarques magnétisées codées, et la moyenne sur une période de 12 ans est supérieure ou égale à 25 % (évaluation de la contribution des adultes seulement).

Chaque chapitre portant sur une UD contient une figure illustrant la proportion d'individus reproducteurs qui proviennent de sites naturels et de sites d'échantillonnage mis en valeur. Ces figures correspondent aux mises à jour de 2015 des figures élaborées dans le rapport pré-COSEPAC (Brown et al., 2013b) et sont adaptées des séries chronologiques sur les échappées à l'échelle des UC pour les sites naturels et les sites mis en valeur. Lorsqu'une UD contient plusieurs UC (p. ex. UD 12, UD 21), les valeurs de chaque UC sont incluses. Des séries chronologiques sur les échappées à l'échelle des UC pour les sites naturels et ceux mis en valeur ont été créées aux fins d'élaboration de ces figures. Les données ont été combinées à partir de sites présentant des niveaux faibles ou inconnus de mise en valeur et de sites présentant des niveaux modérés ou élevés de mise en valeur.

Lâchers d'écloseries

Chaque chapitre portant sur une UD présente la série chronologique sur les lâchers d'écloseries de l'intérieur ou de l'extérieur de l'UD. Il s'agit de reproductions des graphiques du tableau de bord qui se trouve dans Brown et al. (2013b). Dans les cas où l'UD est une combinaison de plusieurs UC (UD 12, UD 21), la série chronologique pour chaque UC est incluse.

Interprétation des données sur l'abondance, la mise en valeur et les lâchers d'écloseries

Lorsqu'elles sont disponibles, les données sur l'abondance, la mise en valeur et les lâchers d'écloseries sont présentées dans une figure à six graphiques et tableaux pour chacune des UD (voir l'exemple ci-après; données de l'UD 2). Le tableau 13 explique comment interpréter les graphiques et les tableaux.

Le tableau suivant explique comment interpréter chaque graphique et tableau, et peut servir de guide lors de l'examen de chaque UD.

Fluctuations et tendances

Chaque chapitre sur les UD contient un tableau récapitulatif et une figure à cinq graphiques qui présentent les fluctuations et les tendances. Le tableau récapitulatif fournit deux estimations bayésiennes sur les variations du nombre d'individus reproducteurs au cours des trois dernières générations : une estimation est fondée sur les données des trois dernières générations et l'autre, sur les données de la série chronologique entière. Les probabilités de déclin de 30 %, de 50 % et de 70 % des individus reproducteurs au cours de 3 générations sont également indiquées pour les 2 échantillons de données. Pour la plupart des UD, les données étaient disponibles jusqu'à l'année de remonte 2015 et ont été fournies par le MPO (Gayle Brown, comm. pers.).

Voici le tableau récapitulatif présenté dans chaque chapitre (les catégories sont décrites dans le tableau 15) :

Lorsqu'elles sont disponibles, les données sur les tendances en matière d'abondance des individus reproducteurs, de taux d'exploitation et de survie en mer (du smolt au stade adulte) sont présentées dans une figure à cinq graphiques pour chacune des UD (voir l'exemple ci-après; données de l'UD 2). Le tableau 16 explique comment interpréter chaque graphique.

Lorsqu'elles sont disponibles, les données sur la productivité des stocks (recrues par individu reproducteur) sont aussi présentées. La productivité des stocks correspond au nombre total d'adultes recrues dans la population (c.-à-d. individus reproducteurs + prises) produits par les individus reproducteurs au cours d'une année de ponte donnée. Seulement deux séries chronologiques sur la productivité des stocks sont disponibles, soit celles de l'UD 2 et de l'UD 22 (Brown et al., 2013b). Les méthodes utilisées pour produire ces séries chronologiques sur la productivité sont fondées sur des rapports du Secrétariat canadien de consultation scientifique (SCCS) (Tompkins et al., 2005; G. Brown, MPO, données inédites). Les données utilisées pour ces séries chronologiques ont été fournies par le MPO (série chronologique pour la rivière Cowichan : M. Labelle, MPO, données inédites; série chronologique pour la rivière Harrison : G. Brown, MPO, données inédites).

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