Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Sébaste à bouche jaune au Canada – 2010 : Biologie

On dispose de peu de renseignements sur la biologie et l'écologie du sébaste à bouche jaune. Ainsi, la plupart des descriptions suivantes sont fondées sur les caractéristiques du cycle biologique du sébaste (Sebastes) de manière générale.

À l'instar des autres espèces de sébastes, le sébaste à bouche jaune est un poisson vivipare; ce qui signifie que la fécondation de ses oeufs est interne et que la femelle, après avoir fourni les nutriments nécessaires aux embryons, libère des alevins déjà en mesure de mener une vie autonome (Wourms, 1991). En Colombie–Britannique, la fécondation a lieu en février et elle est suivie par la mise au monde des larves qui se fait entre avril et juin (Hart, 1973; Haigh et Starr, 2008). Westrheim (1975) indique que la mise au monde des alevins atteint son apogée au mois de mai en Colombie–Britannique. On ne connaît pas le taux de fécondité de l'espèce mais il se situe entre 1 700 et 412 000 œufs environ chez les autres espèces de sébastes (Wourms, 1991). En général, la fécondité augmente avec l'âge chez le sébaste (Roberts et Stevens, 2006).

À la naissance, les larves de sébastes mesurent de 4 à 9 mm de long et ont atteint un stade de développement relativement assez avancé (Wourms, 1991). Cependant, ce sont des nageurs faibles et leur survie dépend grandement des facteurs environnementaux, tels que les courants océaniques et la remontée des eaux (Shanks et Eckert, 2005). La mise au monde des larves coïncide avec le moment où les conditions océaniques atteignent leur sommet (p. ex., la température de l'eau, l'intensité de la remontée des eaux et la disponibilité de la nourriture). Quant à la mortalité, elle est élevée lors de la phase pélagique (Enticknap et Sheard, 2005). Selon l’espèce de sébaste, la durée de ce stade de développement va de quelques mois à une année, période au cours de laquelle a lieu le passage du stade larvaire au stade juvénile, suivi du peuplement du fond de l'océan (Wourms, 1991). Chez les individus de sébastes à bouche jaune le passage du stade juvénile au stade adulte dure toute l'année, quoique cette durée semble dépendre du sexe (c.–à–d., les jeunes mâles deviennent adultes entre juin et novembre, et les femelles entre août et novembre; figure 6).

Figure 6. Fréquence relative des stades de maturité du sébaste à bouche jaune, exprimée en mois (Source : Haigh et Starr, 2008).

On enregistre chez les différentes espèces de sébastes un recrutement interannuel qui se caractérise habituellement par une forte variabilité (c.–à–d., peuplement), en fonction des conditions environnementales. En Colombie–Britannique, on estime que des phénomènes de recrutement exceptionnels arrivent tous les 15 à 20 ans chez les sébastes qui vivent dans les eaux côtières (Yamanaka et Lacko, 2001). Des données extraites de documents de Pêches et Océans Canada sur les travaux de recherches et la pêche révèlent qu'en 1982 le taux de recrutement du sébaste à bouche jaune était particulièrement élevé en Colombie–Britannique (Haigh et Starr, 2008).

En Colombie–Britannique, les individus de la population de sébastes à bouche jaune atteignent 50 % de leur maturité autour de l’âge de dix ans; soit, lorsque les mâles atteignent généralement 37 cm de longueur et les femelles 39 cm (figure 7; Haigh et Starr, 2008). Les individus atteignent une longueur maximale de 60 cm environ (Pêches et Océans Canada, 1999a). Les poissons du nord de la Colombie–Britannique grandissent moins vite que ceux de la partie sud de la province (Love et al., 2002). On estime que le coefficient de croissance de Von Bertalanffy (k) pour le sébaste à bouche jaune se situe entre 0,22 et 0,25 (Schnute et al., 1999; Roberts et Stevens, 2006). En étudiant 6 860 spécimens pris dans les eaux de la Colombie–Britannique entre 1978 et 2003 lors d'expéditions de pêche commerciale, de forfait–pêche ou d'expéditions de recherche, Haigh et Starr (2008) ont trouvé des valeurs de k qui vont de 0,09 à 0,29 pour les mâles, de 0,09 à 0,13 pour les femelles et 0,09 à 0,17 pour les mâles et les femelles confondus (Annexe 1). Cependant, étant donné qu'une partie considérable des spécimens provient de la pêche commerciale (soit, 80 %), ces valeurs approximatives de k sont probablement faussées par rapport aux classes d'âges inférieures, parce que les pratiques de pêche (p. ex., la taille des mailles de la senne) ont tendance à exclure les poissons de plus petite taille.

Figure 7. Ogives de maturité du sébaste à bouche jaune en appliquant des âges regroupés par intervalles de 2 ans. L'âge de chaque groupe sert de moyenne d'observation des âges dans chaque groupe. Les lignes verticales en pointillés indiquent l'âge à 50 % de maturité des mâles, des femelles et de tous les spécimens disponibles, y compris ceux dont le sexe n'a pas été déterminé. Les femelles sont symbolisées par des cercles, les mâles par des triangles et les deux sexes confondus par des carrés (Source : Haigh et Starr, 2008).

Les mesures des otolithes révèlent que la longévité maximale des individus est de 71 ans dans le golfe d'Alaska (DiCosimo et Kimball, 2001) et de 99 ans en Colombie–Britannique (Munk, 2001) pour cette espèce. L'âge moyen des poissons pris entre 1978 et 1993 était de 22 ans (Pêches et Océans Canada, 1999a). On estime que le taux instantané de mortalité naturelle (M) pour le sébaste à bouche jaune en Colombie–Britannique varie entre 0,05 et 0,06 (Archibald et al., 1981; Haigh et Starr, 2008).

En supposant que l’âge à 50 % de maturité est de 10 ans (A) et que le taux de mortalité naturelle (M) est de 0,05, la durée d’une génération (G) du sébaste à bouche jaune serait égale à 30 ans (G = A + 1/M).

On ne dispose d'aucune information sur l’écologie d’alimentation du sébaste à bouche jaune. Cependant, à l'instar des autres espèces de sébastes, les larves de sébastes à bouche jaune se nourrissent de copépodes, d’euphausiacés, en plus d'autres invertébrés (Enticknap et Sheard, 2005). Dès que le sébaste atteint la maturité, il change de régime alimentaire et ses proies comprennent une variété de poissons et de crustacés, tels que le hareng, le lançon, le crabe, la crevette et les euphausiacés (Fort et al., 2006).

On ne dispose d'aucune information sur la prédation dont le sébaste à bouche jaune fait l’objet. Les sébastes juvéniles (y compris le sébaste tacheté) servent de proie au merlu du Pacifique (Merluccius productus) dans les eaux américaines (Harvey et al., 2008) et constituent une partie importante de l’alimentation de beaucoup d'oiseaux marins et du saumon quinnat (Oncorhynchus tshawystscha) dans le système du courant de Californie (Mills et al., 2007).

Toutes les espèces du genre Sebastes possèdent une vessie natatoire fermée ou de type physocliste qui ne peut s'adapter rapidement aux changements de pression. Par conséquent, le sébaste est extrêmement vulnérable aux barotraumatismes, ainsi qu'à l'éclatement de la vessie natatoire et aux embolies artérielles, lorsqu'il est capturé dans les eaux profondes (Jarvis, 2007). On considère que la mortalité par prises accessoires avoisine les 100 % pour la plupart des espèces de sébastes (Fort et al., 2006).

On ne dispose d'aucune information quant aux déplacements du sébaste à bouche jaune. En général, les larves de sébastes sont pélagiques à partir de l'âge de deux mois jusqu’à sept mois, alors que de nombreux adultes sont sédentaires et manifestent leur fidélité au site (Roberts et Stevens, 2006). On observe chez les espèces de sébastes qu'on associe communément au sébaste à bouche jaune (voir la partie suivante) un ensemble de comportements concernant le déplacement. Le sébaste tacheté n’ayant pas atteint l'âge de maturité a une faible capacité de déplacement (< 100 km; Gomez–Uchida et Banks, 2005). Le sébaste à queue jaune (Sebastes flavidus) adulte manifeste une fidélité au site, un instinct de retour et peut demeurer au sein du même groupement vivant dans un site particulier pendant de nombreuses années (Pearcy, 1992). Néanmoins, on a pu suivre des individus de sébastes à queue jaune qui se sont déplacés du sud–est de l'Alaska au centre de la Colombie–Britannique et du centre de la Colombie–Britannique au centre de l’État de Washington (Pêches et Océans Canada, 1999b). On a observé chez les sébastes argentés adultes (Sebastes brevispinis) une variation saisonnière de leur répartition verticale, compte tenu du fait qu'ils migrent des eaux profondes vers les eaux moins profondes entre l'hiver et l'été (Stanley et Kronlund, 2005). On a relevé chez les sébastes à raie rouge et vraisemblablement chez les sébastes tachetés adultes, une migration verticale qui fait qu'ils remontent des profondeurs durant la nuit (Leaman et al., 1990; Hannah et al., 2005).

Généralement, le sébaste à bouche jaune vit dans des complexes écologiques multispécifiques. En Colombie–Britannique, la tranche d'eau dans laquelle le sébaste à bouche jaune est le plus souvent pris (entre 130 m et 357 m, 18,4 % du poids de la prise lors de traits de chalut) contient surtout du sébaste à longue mâchoire (35,6 % du poids total des prises lors de traits de chalut), une importante quantité de plie à grande bouche (Atheresthes stomias; 18,4 %), du sébaste à raie rouge (8,5 %), du sébaste argenté (4,6 %), du sébaste à queue jaune (4,3 %) et du merlu du Pacifique (4,1 %) (Haigh et Starr, 2008). Le long de la côte ouest des États–Unis (c.–à–d., de l’État de Washington jusqu'en Californie) et du golfe d'Alaska, le sébaste à bouche jaune cohabite dans les eaux profondes avec d'autres espèces de poissons qui comprennent plusieurs sortes de sébastes, dont le sébaste de Goode, le sébaste tacheté, le sébaste à longue mâchoire, le bec–de–lièvre (Sebastes diploproa) et le sébastolobe à courtes épines (Sebastolobus alascanus) (Rogers et Pikitch, 1992; Enticknap et Sheard, 2005).

Le sébaste à bouche jaune pris au large de la côte de l'Oregon présente les symptômes de l'infection par des pathogènes de poissons marins courants. Dix pour cent (10 %) des poissons qui ont fait l'objet d'étude étaient infectés par l'Ichthyophonus sp., alors que 2 % présentaient des lésions de semblables à celles de la Mycobacterium (Kent et al., 2001).

Au fil de l'évolution, il se peut que le sébaste à bouche jaune ait pu bien s'adapter pendant les longues périodes de stress environnemental, grâce à sa longévité, sa viviparité et sa fécondité accrue avec l'âge. Toutefois, ces caractéristiques du cycle biologique exposent désormais cette espèce à la surpêche du recrutement (la pêche excessive de poissons de la population réduit la capacité de cette dernière et diminue donc les probabilités d'un recrutement réussi) (Roberts et Stevens, 2006). La viviparité contribue à l'amélioration de la survie des embryons et des larves à différents stades de leur développement. Par ailleurs, elle peut favoriser le peuplement de nouveaux habitats chez les espèces qui ont un taux de fécondité élevé comme le sébaste (Wourms, 1991).

Les registres des pêches de sébastes à bouche jaune couvrent une période qui ne remonte pas plus loin que 1971. Afin de reconstituer l'historique des pêches de cette espèce avant 1971, on a appliqué aux registres des pêches historiques les calculs suivants : on a pris les données de pêche au chalut entre 1996–2006 relatives à la proportion de sébastes à bouche jaune pris par rapport aux autres espèces de sébastes (sébaste à bouche jaune/autres sébastes); par ailleurs, on a divisé la quantité de sébastes à bouche jaune remis à l'eau par celle retenue (quantité de sébastes à bouche jaune remis à l'eau/quantité de sébastes à bouche jaune retenu) (Haigh et Starr, 2008). Alors que ces taux sont restés relativement constants au cours de la période de dix ans, cela relèverait probablement de l'irréalisme de supposer que les taux récents relatifs à un bateau de pêche recourant au système de quota individuel de bateau (QIB) sont comparables à ceux des anciennes méthodes de pêche. On a procédé à des estimations concernant l'abondance historique pour les bateaux américains qui pêchaient dans les eaux de la Colombie–Britannique entre 1930 et 1975, ainsi que pour les bateaux canadiens entre 1945 et 1982. Les estimations concernant les prises sont plus difficiles à calculer pour les grandes flottes de pêche au chalut soviétiques et japonaises, qui pêchaient le long de la côte de la Colombie–Britannique entre 1965 et 1976, car on ne dispose d'aucune information sur la composition des espèces et les lieux de pêche (Haigh et Starr, 2008). Toutefois, si on applique le taux de (sébaste à bouche jaune/autres sébastes) utilisé pour les pêches nationales à la plus importante année de pêche des bateaux soviétiques (1966) on obtient une estimation approximative de son incidence sur la population de sébastes à bouche jaune.

Il est possible d'extraire les estimations de l'abondance contemporaine du sébaste à bouche jaune de divers travaux de recherche (p. ex., le chalut de fond, les traits de la crevette dans les profondeurs intermédiaires) et des données sur les captures par unité d'effort (PUE) commerciales relatives à la de pêche au chalut.

On procède à un relevé synoptique de chalut de fond deux fois par an dans le détroit de la Reine–Charlotte (relevé synoptique de chalut de fond dans le détroit de la Reine–Charlotte; du nord de l'île de Vancouver au sud du détroit de Hecate), le long de la côte ouest de l'île de Vancouver (relevé synoptique de chalut de fond de la COIV), et à l'ouest des îles de la Reine–Charlotte (relevé synoptique de chalut de fond à l’ouest des îles de la Reine–Charlotte). Ces relevés ciblent toutes les espèces de poissons démersaux en recourant aux attributions aléatoires de traits par strate et couvrent des profondeurs de 50 m à 1 300 m. C'est seulement au cours des cinq dernières années qu'on commencé ces relevés, qui ne permettent donc pas encore de recueillir des renseignements suffisants pour déterminer les tendances. Compte tenu des indices de biomasse (méthode du bootstrap) de ces relevés, on considère que la précision des estimations de la biomasse va d'adéquate à faible (Haigh et Starr, 2008). Les indices de la biomasse laissent supposer que le coefficient du potentiel de capture (q) est égal à 1, ce qui est probablement trop élevé pour le sébaste à bouche jaune, bien qu'on ne connaisse pas le potentiel de capture de l'espèce. Au fil du temps, ces séries chronologiques pourraient apporter des données plus utiles sur les tendances de l'abondance.

Des données sont disponibles, trait par trait, dans les relevés historiques du détroit de la Reine–Charlotte du GB Reed pour les neuf années comprises entre 1965 et 1984. Bien que ces relevés couvrent diverses zones géographiques à l'intérieur et à l'extérieur des eaux territoriales de la Colombie–Britannique, afin de veiller à la cohérence de leur contenu, on n'a utilisé que les données relatives aux traits effectués dans le goulet de l'île Goose (c.–à–d., les traits effectués entre les 50,9° N et 51,6° N; figure 8) pour estimer l'abondance. Les estimations tiennent compte des traits effectués entre 147 m et 428 m. Ces données sont disponibles pour les sept années allant de 1967 à 1984, ce qui représente un nombre total de 254 traits. On considère que ces indices sont peu précis (Haigh et Starr, 2008).

Figure 8. Emplacements de tous les traits de relevé au chalut effectués par le G.B. Reed (1967–1984) dans lesquels on retrouvait du sébaste à bouche jaune. Seuls les traits dans le goulet de l'île Goose qui ont été utilisés dans le calcul de l'indice de la biomasse sont illustrés. Les cercles sont proportionnels à la densité des prises (plus gros cercle = 8,11 kg/km²). Les isobathes de 100, 200 et 300 m sont également illustrées (source : Haigh et Starr, 2008).

Deux relevés au chalut à crevettes fournissent d’autres données sur les tendances en matière d'abondance en ce qui concerne les sébastes de la pente continentale en Colombie–Britannique. Le relevé au chalut à crevettes de la côte ouest de l'île de Vancouver couvre toute cette région, et, bien que le relevé ait généré des indices utiles pour d'autres espèces de sébastes (p. ex. le bocaccio Sebastes paucispinis et le sébaste canari Sebastes pinniger), seulement deux observations de sébastes à bouche jaune ont été réalisées sur une période de 33 ans, de 1972 à 2007. En revanche, le relevé au chalut à crevettes du détroit de la Reine–Charlotte couvrant le sud de cette région a enregistré un nombre plus appréciable de prises de sébastes à bouche jaune. Ce relevé a été initié en 1999 et consiste en des échantillonnages continus à des profondeurs allant jusqu’à 220 m. Il est divisé en trois strates aériennes : la strate 109 (à l'ouest des îles plus au large et qui se prolonge dans le goulet de l'île Goose), la strate 110 (au sud de l'île Calvert et du continent) et la strate 111 (entre l'île Calvert et le continent). La strate 111 n'a pas été prise en compte dans l'analyse d'abondance, car aucun sébaste à bouche jaune n'a été pêché dans cette zone côtière (figure 9) (Haigh et Starr, 2008). La majorité des traits restants se trouvent dans la strate 109, et plus de 600 traits utilisables sont disponibles pour ce qui est des neuf années du relevé.

Figure 9. Emplacements des traits du relevé des crevettes dans le détroit de la Reine–Charlotte de 1999 à 2007. Les traits à l'est de l'île Calvert représentent la strate 111 qui n'a pas été utilisée dans l'analyse (source : Haigh et Starr, 2008). Les traits au sud de l'île Calvert sont dans la strate 110, et les traits restants à l'ouest des îles côtières sont dans la strate 109.

Les relevés triennaux au chalut de fond du National Marine Fisheries Service (NMFS) le long de la côte ouest des États–Unis se sont élargis aux eaux canadiennes en sept ans, entre 1980 et 2001. Les relevés couvrent la région de Vancouver de la Commission des poissons anadromes du Pacifique Nord (figure 10), qui est divisée par le National Marine Fisheries Service (NMFS) en différentes strates. La taille et la définition de ces strates ont changé au fil des ans. Afin de normaliser les données des relevés, les strates ne faisant pas l'objet de relevés d'année en année n'ont pas été prises en compte, et les indices de deux années (1980 et 1983) ont été augmentés afin que leur zone de couverture soit comparable aux années subséquentes (Haigh et Starr, 2008). Tous les indices d'abondance du sébaste à bouche jaune provenant de cet ensemble de données étaient très variables. De plus, les estimations du coefficient de variation (méthode du bootstrap) ne représentent pas les rapports élargis appliqués aux relevés de 1980 et 1983, et le caractère incertain de ces estimations est probablement plus grand que ce qui est indiqué.

Une analyse par modèle linéaire général des données sur les captures par unité d'effort issues de la pêche commerciale au chalut a été effectuée d'avril 1996 jusqu'à mars 2007 uniquement à l'aide des données de chalut de fond. La date du début de l'analyse correspond au lancement du Programme des observateurs en mer, ce qui signifie que la détermination des espèces était exacte. La plupart des données antérieures relatives au taux de prise ne sont pas considérées comme fiables en raison d'erreurs de déclaration et de la variation des limites des sorties en mer au fil des ans.

Étant donné que la pêche commerciale vise à maximiser les taux de prises des espèces cibles et qu'elle est régie par le règlement existant en matière de pêche, il se peut que ses indices de captures par unité d'effort ne reflètent pas l'abondance réelle des poissons. Plusieurs facteurs peuvent être associés à la variabilité observée des valeurs de captures par unité d'effort, dont la date de la prise, le bateau de pêche, la profondeur et le lieu de la prise, les habitudes de pêche (p. ex. évitement) (Schnute et al., 1999). Toutefois, des changements à grande échelle de l'abondance du sébaste à bouche jaune devraient apparaître dans les registres de captures par unité d'effort, notamment si le nombre de poissons diminue, car les bateaux ne pourront plus atteindre leurs objectifs de prise (Haigh et Starr, 2008).

Seuls les traits de fond ont été utilisés dans l'analyse sur les captures par unité d'effort, car les chaluts pélagiques n'étaient pas fiables pour la pêche de sébastes à bouche jaune. Toutes les observations dans lesquelles le sébaste à bouche jaune n'était pas mentionné ont été retirées. Bien que ces traits vides puissent fournir des données importantes, le modèle lognormal utilisé pour l'analyse exige des valeurs positives pour les observations qui en dépendent (Haigh et Starr, 2008).

Figure 10. Emplacements des traits dans la région de Vancouver de la Commission des poissons anadromes du Pacifique Nord pour chacun des sept relevés triennaux qui comprennent les eaux canadiennes. La position approximative de la frontière marine entre les États–Unis et le Canada est illustrée (ligne pointillée). Les lignes horizontales sont les frontières des strates : 47°30’, 47°50’, 48°20’, et 49°50’. Les traits au sud de la ligne 47°30’ n'étaient pas compris dans l'analyse. Les isobathes sont les frontières en profondeur des strates à 55, 183, 220, 366 et 500 m (source : Haigh et Starr, 2008).

La quantité totale des prises dans la région côtière de sébastes à bouche jaune depuis les années 1930 au Canada (comprenant la pêche au Canada et aux États–Unis) est estimée à un minimum de 60 000 tonnes (annexe 2), soit 41 millions de poissons (quantité calculée à l'aide du poids moyen ŵ = 1,47 kg, s = 0,33, n = 1 678; Haigh et Starr, 2008).

Les sébastes à bouche jaune sont pêchés en moins grand nombre le long de la côte ouest des États–Unis et en Alaska; la Colombie–Britannique constitue la région de concentration de l'espèce.

Le sébaste à bouche jaune est une composante importante de la pêche de poissons démersaux de la Colombie–Britannique. Les prises annuelles moyennes par décennies sont restées plutôt constantes jusqu'au milieu des années 1970, mais elles ont considérablement augmenté une fois qu'un quota de sébastes à bouche jaune a été introduit en 1979 (figure 11). Les prises des bateaux canadiens ont atteint leur sommet en 1986 (2 491 tonnes, soit 1,6 million de poissons pêchés) et leur moyenne était de 1 842 tonnes (soit 1,2 million de poissons) par an, entre 1997 et 2007. En comparaison, en 1966, les chaluts soviétiques ont pêché entre 29 000 et 63 000 tonnes de poissons démersaux en Colombie–Britannique. Le rapport entre le sébaste à bouche jaune et les autres sébastes, calculé pour les chaluts contemporains nationaux, se traduit par environ 1 300 à 3 000 tonnes de sébastes à bouche jaune pêchés en 1966, une quantité comparable aux niveaux de prises annuelles par les bateaux canadiens depuis 1979 (Haigh et Starr, 2008).

Figure 11. Historique des prises de sébastes à bouche jaune par les flottes canadienne et américaine le long de la côte de la Colombie–Britannique. Les prises moyennes annuelles par décennies sont affichées dans les cases horizontales.

D'après l'évaluation de stock la plus récente en 1999, le recrutement des sébastes à bouche jaune en Colombie–Britannique est faible depuis le début des années 1980 (Pêches et Océans Canada, 1999a, Haigh et Starr, 2008; figure 9). Par conséquent, on s'attend à ce que les niveaux d'abondance baissent de manière constante jusqu'à la prochaine période de recrutement majeur. Un recrutement fructueux ne sera pas évident dans les données de structure par âge jusqu'à ce que les cohortes atteignent l'âge de sept ans (Pêches et Océans Canada, 1999a).

Deux programmes expérimentaux ont été mis en œuvre dans les années 1980 pour évaluer les stratégies de gestion adaptative des stocks de sébastes à longue mâchoire. Ils n'ont pas de rapport direct avec l'évaluation des stocks de sébastes à bouche jaune bien que le premier de ceux–ci montre que cette espèce peut être en déclin à cause d'une pêche intensive. La première expérience était axée sur la zone 3C de la Pacific Marine Fisheries Commission (sud–ouest de l’île de Vancouver) et consistait à pêcher excessivement dans la zone (environ 160 tonnes du rendement équilibré estimé, ou 500 tonnes/an) pendant cinq ans (de 1980 à 1984), et elle s'est poursuivie d'un retour à la pêche durable (300 tonnes/an) en 1985. Les relevés effectués avant (1979) et après (1985) la période expérimentale indiquent que l'abondance relative de sébastes à bouche jaune a baissé de 17,1 % (par rapport au déclin de 55,8 % des sébastes à longue mâchoire). Les prises annuelles totales de sébastes à bouche jaune sont passées de 2 077 à 668 kg, et les captures par unité d'effort de 22,1 kg/h à 6,68 kg/h (Leaman et Stanley, 1993). La deuxième expérience avait pour but de permettre une pêche illimitée sur une période de trois à cinq ans dans la zone 5E de la Pacific Marine Fisheries Commission (Langara Spit, au nord–ouest des îles de la Reine–Charlotte), et s'est poursuivie d'une période équivalente sans pêche. Néanmoins, la période de pêche a été prolongée à neuf ans (1984–1992), suivie par une période de fermeture en 1993. Les relevés effectués en 1979 et 1983 dans la zone font état d’indices de biomasse peu fiables concernant les sébastes à bouche jaune (Leaman et Stanley, 1993). La zone a été de nouveau ouverte à la pêche en 1997.

Les trois relevés synoptiques au chalut de fond ont seulement généré quelques années de données jusqu'à présent et ne sont, par conséquent, pas encore utilisables pour déterminer les tendances en matière d'abondance (figures 12 et 13, tableau 3). Toutefois, ces relevés produiront des données précieuses sur les paramètres relatifs à la population de sébastes à bouche jaune au fil du temps. Plus particulièrement, les relevés de la côte ouest de l'île de Vancouver et du détroit de la Reine–Charlotte ont généré des valeurs de coefficient de variation en dessous de 0,5, ce qui laisse entendre que leur précision sera plutôt fiable dans le futur (annexes 3 et 4).

Les estimations relatives à la biomasse des relevés du G.B. Reed sur une période de sept ans dans le goulet de l'île Goose étaient plutôt homogènes au cours des cinq premières années, mais ont considérablement chuté au cours des deux dernières années de relevés. La plupart des relevés (à l'exception de celui de 1977) contenaient de grandes barres d'erreurs et des coefficients de variation élevés, allant de 49 à 84 % (figure 14, tableau 3, annexe 5). La proportion de traits contenant des sébastes à bouche jaune variait de moins de 20 % à plus de 50 %. Cette espèce a principalement été pêchée au long du contour de 200 m de profondeur autour de l'entrée du goulet de l'île Goose (figure 8). Une régression log–linéaire des séries chronologiques a fourni une estimation de pente négligeable de −0,12 an−1 (p = 0,15, tableau 3).

Les estimations relatives à la biomasse du relevé au chalut à crevettes dans le détroit de la Reine–Charlotte sont assez faibles et très variables, sans aucune tendance évidente se dégageant des séries chronologiques (figure 15, tableau 3, annexe 6). La majorité des prises de sébastes à bouche jaune ont été effectuées de 170 à 210 m de profondeur le long de la partie supérieure du goulet de l'île Goose. Aucun sébaste à bouche jaune n'a été pêché en profondeur à la strate 110. La proportion de traits contenant des sébastes à bouche jaune dans la strate 109 variait de moins de 5 % à plus de 20 % (figure 16). Une régression log–linéaire des séries chronologiques a fourni une estimation de pente négligeable de 0,059 an−1 (p = 0,52, tableau 3).

Figure 12. Indice relatif pour le sébaste à bouche jaune dans le détroit de la Reine–Charlotte selon le relevé synoptique au chalut de fond de ce secteur. Les barres verticales indiquent des intervalles de confiance de 90 % tirés de 1 000 estimations de l'indice de biomasse (méthode du bootstrap) (source : Haigh et Starr, 2008).

Figure 13. Indice relatif pour le sébaste à bouche jaune sur la côte ouest de l'île de Vancouver selon le relevé synoptique au chalut de fond de ce secteur. Les barres verticales indiquent des intervalles de confiance de 90 % tirés de 1 000 estimations de l'indice (méthode du bootstrap) (source : Haigh et Starr, 2008).

Figure 14. Estimations de la biomasse relative pour le sébaste à bouche jaune tirées des relevés au chalut du G.B. Reed dans le goulet de l'île Goose de 1967 à 1984, avec des intervalles de confiance de 95 % à biais corrigés dérivés de 1 000 essais de rééchantillonage (source : Haigh et Starr, 2008).

Figure 15. Estimations de la biomasse relative pour le sébaste à bouche jaune tirées du relevé au chalut à crevettes dans le détroit de la Reine–Charlotte pour la période 1999–2007, avec des intervalles de confiance de 95 % à biais corrigés dérivés de 1 000 essais de rééchantillonnage selon la méthode du bootstrap (source : Haigh et Starr, 2008).

Figure 16. Emplacements de tous les traits de relevé au chalut à crevettes dans le détroit de la Reine–Charlotte (1999–2007) dans lesquels on retrouvait du sébaste à bouche jaune. Les cercles sont proportionnels à la densité des prises (cercle le plus grand = 2,47 kg/km²). Les isobathes de 100, 200 et 300 m, et les limites des strates pour le relevé synoptique au chalut de fond dans le détroit de la Reine–Charlotte sont également illustrées (source : Haigh et Starr, 2008).

Le relevé triennal au chalut de fond du National Marine Fisheries Service (NMFS) a généré des estimations relatives à la biomasse très variables. Les estimations étaient généralement plus élevées dans les premières années du relevé, mais les barres d'erreurs et les coefficients de variation étaient élevés pour la plupart des estimations; ce qui a compliqué la détermination de la tendance globale (figure 17, tableau 3, annexe 7). Les plus grosses prises de sébastes à bouche jaune ont eu lieu en 1983 dans les eaux canadiennes et américaines. Globalement, le sébaste à bouche jaune semble être plus abondant dans la partie canadienne du relevé (figure 17). Environ 3 % de tous les traits (23 sur 697) contenaient des sébastes à bouche jaune au cours des sept années du relevé. Aucun sébaste à bouche jaune n'a été pêché dans la partie canadienne du relevé en 2001, et les sébastes à bouche jaune étaient absents de la partie américaine du relevé en 1980 (annexe 7). La plus grande proportion de traits contenant des sébastes à bouche jaune a été enregistrée en 1989 au Canada (0,092) et en 1983 (0,06) aux États–Unis. Les sébastes à bouche jaune ont été pêchés en grand nombre à une profondeur entre 100 et 300 m (Haigh et Starr, 2008). Une régression log–linéaire des séries chronologiques de Vancouver (Canada) a fourni une estimation de pente négligeable de −0,21 an−1 (p = 0,058). Il faut souligner que l'observation de 2001 où il n'y a eu aucune prise n'a pas été comprise dans cette analyse.

Figure 17. Estimations de la biomasse relative pour le sébaste à bouche jaune tirées des relevés triennaux du National Marine Fisheries Service (NMFS) dans la région de Vancouver de la Commission des poissons anadromes du Pacifique Nord (région totale, partie canadienne et partie américaine) et barres d'erreur de correction du biais à 95 % estimées d’après 5 000 essais de rééchantillonnage selon la méthode du bootstrap (source : Haigh et Starr, 2008).

Une régression log–linéaire combinée des différentes séries chronologiques a été effectuée à l'aide du relevé triennal du National Marine Fisheries Service (NMFS) du G.B. Reed, des relevés des poissons démersaux dans le détroit de la Reine–Charlotte et de la côte ouest de l'île de Vancouver, et du relevé des crevettes dans le détroit de la Reine–Charlotte. Une analyse de covariance a été utilisée avec des points d’intersection distincts pour les séries de relevés et une pente commune. L'estimation de la pente était statistiquement importante (−0,13 ± 0,089, p < 0,001, tableau 3, figure 18). Tout au long des quarante années couvertes par les relevés, ceci indiquerait un déclin de 99,6 %.

Une deuxième analyse combinée, comprenant seulement le relevé du G.B. Reed et le relevé triennal du National Marine Fisheries Service (NMFS) (qui ont des séries chronologiques plutôt longues qui se chevauchent temporellement), révèle une tendance importante en déclin entre 1967 et 1998, indiquant un déclin global dans les indices de 2 % de l'original (tableau 3).

Les résultats de ces deux analyses doivent être traités avec prudence. Une hypothèse clé de l'analyse est que les relevés individuels mesurent un processus commun : la tendance temporelle de l'abondance du sébaste à bouche jaune. Il faut signaler que le chevauchement spatial et temporel est très faible entre ces relevés et qu'il est virtuellement impossible de vérifier cette hypothèse. De plus, les prises de sébastes à bouche jaune sont relativement stables depuis les 20 dernières années (figure 11) et il est difficile de rapprocher cela avec un déclin si important de l'abondance.

Figure 18. Séries chronologiques sur les indices des relevés de recherche (à l'échelle) du sébaste à bouche jaune, ajustées pour leurs points d'interception respectifs dans une analyse combinée de covariance. Les lettres indiquent a) G.B. Reed, b) relevé triennal du National Marine Fisheries Service (NMFS), c) relevé des crevettes dans le détroit de la Reine–Charlotte, d) relevé synoptique des poissons démersaux dans le détroit de la Reine–Charlotte, e) relevé synoptique des poissons démersaux de la côte ouest de l'île de Vancouver. La ligne intégrée indique le taux annuel de changements estimé dans l'analyse par modèle linéaire général combinée (pente = −0.14 yr−1).

Les indices de capture par unité d'effort sont assez élevés pour le sébaste à bouche jaune, avec une moyenne de 500 kg/h dans la région côtière. Les valeurs les plus élevées de captures par unité d'effort ont été trouvées le long de la côte ouest de l’île Moresby, une zone dont le total des prises de sébastes est plutôt faible (Haigh et Starr, 2008). Un déclin annuel de 2,5 % de captures par unité d'effort de sébastes à bouche jaune a été constaté entre 1996 et 2006, bien que la tendance se soit quelque peu équilibrée depuis 2001 (figure 19). Comme il a été mentionné précédemment, il faut être prudent lorsqu'on interprète les indices de captures par unité d'effort, car ils peuvent être influencés par divers facteurs qui n'ont aucun rapport avec l'abondance actuelle. Par exemple, dans le système de quota individuel de bateau (QIB), les pêcheurs peuvent alterner entre cibler et éviter les sébastes à bouche jaune selon différentes conditions, comme l'abondance locale, les exigences du marché et la disponibilité des quotas (Haigh et Starr, 2008). Les autres facteurs qui influencent les indices de captures par unité d'effort comprennent la période de l'année (pics de captures par unité d'effort de sébastes à bouche jaune en août et baisses en décembre; figure 20b), la profondeur (captures par unité d'effort élevée entre 150 et 300 m; figure 20c), et la latitude (captures par unité d'effort élevée entre 50,2° et 51° de latitude nord et plus faible entre 51° et 51,6° de latitude nord; figure 20d). De plus, le choix du bateau à prendre en compte dans l'analyse peut avoir un effet important sur les tendances de captures par unité d'effort. Par exemple, le taux annuel de déclin mentionné ci–dessus a été calculé en tenant compte de tous les bateaux qui ont contribué à 3 % ou plus à la pêche de sébastes à bouche jaune tout au long de la période de l'analyse. Toutefois, si ce seuil est augmenté à 3,5 %, l'indice passe d'une tendance à la baisse à une tendance à la hausse (Haigh et Starr, 2008).

Figure 19. Tendance de l'indice annuel des données sur les captures par unité d'effort issues de la pêche commerciale au chalut de sébastes à bouche jaune (1996–2006), basée sur une analyse par modèle linéaire général composée de cinq facteurs : année, mois, profondeur, latitude et bateau. Les barres d'erreurs montrent des intervalles de confiance de 95 %. La ligne pointillée verticale indique une phase de rajustement durant laquelle les bateaux choisissent deux trimestres sur trois pour maximiser leurs prises selon les quotas et les limites de capture. Après cette période, un programme de quota individuel de bateau (QIB) a été lancé, avec des quotas individuels de bateau transférables dans le cadre d'un système commercial axé sur le marché (source : Haigh et Starr, 2008).

Les données sur les tendances propres à la longueur du sébaste à bouche jaune au fil du temps sont disponibles dans des relevés au chalut commercial, de transport ou de recherche effectués depuis 1967 (figures 21–23). En général, la plupart des sébastes à bouche jaune pêchés mesurent entre 40 et 50 cm chaque année, quoique les données de transport de 2004 à 2007 indiquent une augmentation des sébastes à bouche jaune juvéniles (~ 10 cm) pêchés au cours de cette période.

Figure 20. Tendance de l'indice annuel et coefficients pour l'analyse par modèle linéaire général des données sur les captures par unité d'effort issues de la pêche commerciale au chalut de sébastes à bouche jaune (d'avril 1996 à mars 2007). (A) indices annuels de captures par unité d'effort (par année de pêche), la droite d’ajustement indiquant un déclin instantané; (B) variation des captures par unité d'effort selon les mois; (C) variation des captures par unité d'effort selon des zones de profondeur de 50 m mesurées entre 50 et 500 m de profondeur; (D) variation des captures par unité d'effort en fonction de la latitude : côte ouest de l'île de Vancouver = de 48° à 50,2° de latitude nord, Scott = de 50,2° à 51° de latitude nord, détroit de la Reine–Charlotte = de 51° à 51,6° de latitude nord, GIM–DH = de 51,6° à 52,8° de latitude nord, et Dixon = de 52,8° à 54,8° de latitude nord; (E) variation des captures par unité d'effort selon les bateaux ayant contribué à au moins 3 % de la pêche de sébastes à bouche jaune au cours de la période de l'analyse. Les barres d'erreurs montrent des intervalles de confiance de 95 % (source : Haigh et Starr, 2008).

Figure 21. Fréquence relative des longueurs du sébaste à bouche jaune par année civile (1966–1982) et type de sortie. Les longueurs sont classées à l'aide d'intervalles de deux centimètres; n = nombre de poissons, L = longueur moyenne (cm) (source : Haigh et Starr, 2008).

Figure 22. Fréquence relative des longueurs du sébaste à bouche jaune par année civile (1983–1995) et type de sortie. Les longueurs sont classées à l'aide d'intervalles de deux centimètres; n = nombre de poissons, L = longueur moyenne (cm) (source : Haigh et Starr, 2008).

Figure 23. Fréquence relative des longueurs du sébaste à bouche jaune par année civile (1996–2007) et type de sortie. Les longueurs sont classées à l'aide d'intervalles de deux centimètres; n = nombre de poissons, L = longueur moyenne (cm) (source : Haigh et Starr, 2008).

Les données sur l'état actuel et la productivité à long terme des populations de sébastes à bouche jaune dans les eaux proches de la Colombie–Britannique sont très limitées, puisque l'espèce est généralement regroupée avec d'autres sébastes de la pente continentale. La région de concentration de l'espèce semble se trouver dans son aire de répartition canadienne. Les données des relevés au chalut triennaux effectués dans le golfe d'Alaska indiquent que la biomasse du sébaste à bouche jaune était très variable dans les années 1990 (p. ex. prises comprises entre 923 tonnes pêchées en 1996 et 5 570 tonnes en 1999) (Heifetz et al. 2000). Les résultats du relevé triennal américain au chalut de fond du National Marine Fisheries Service (NMFS) indiquent que les estimations de la biomasse du sébaste à bouche jaune pour la partie américaine de la région de Vancouver de la Commission des poissons anadromes du Pacifique Nord étaient bien plus faibles que pour la partie canadienne (figure 17). En 2004, le sébaste à bouche jaune faisait partie des huit espèces de sébastes de la pente continentale les plus pêchées en Oregon (10 tonnes pêchées au filet de fond), mais elle ne figurait pas parmi les huit plus pêchées de la Californie ou de l'État de Washington (Roberts et Stevens, 2006). Puisque la capacité de dispersion de l'espèce n'est pas connue, il est difficile de déterminer la probabilité de rétablissement d’une colonie dans l'habitat canadien à la suite de la disparition de l'espèce au niveau local.

Plusieurs caractéristiques des espèces de sébastes les rendent particulièrement vulnérables aux perturbations. Les sébastes ont notamment des taux prédéfinis d'augmentation faibles en raison de leur croissance lente, de leur maturité tardive et de leur grande longévité (Adams, 1980; Roberts et Stevens, 2006). Le recrutement varie considérablement et on en ignore les facteurs déterminants. Beaucoup d'espèces de sébastes manifestent leur fidélité au site une fois arrivées à maturité, ce qui peut en faire de petites populations isolées et vulnérables à l'épuisement localisé (Roberts et Stevens, 2006). La coexistence avec plusieurs autres espèces de poissons démersaux rend la gestion des pêches difficile au niveau de l'espèce, même si des améliorations récentes ont été apportées à la gestion du complexe écologique des espèces de poissons démersaux afin de régler le problème. La physiologie du sébaste rend ces espèces sujettes à une mortalité totale lorsqu'elles sont amenées depuis les profondeurs à la surface (Fort et al., 2006; Haigh et Starr, 2008). Ensemble, ces caractéristiques entraînent le déclin de beaucoup de sébastes de la pente continentale découlant de la surpêche, de la destruction de l'habitat à cause du chalutage par le fond et des changements environnementaux néfastes (Roberts et Stevens, 2006).

La pêche commerciale constitue la principale menace pour le sébaste à bouche jaune. Comme pour les aux autres espèces de sébastes, les pratiques de pêche intensive peuvent cibler de façon disproportionnée les sébastes à bouche jaune les plus gros, les plus âgés et les plus féconds, ce qui pourrait entraîner une répartition des âges tronquée ainsi qu’une diminution de la biomasse féconde et du recrutement (Berkeley et Markle, 1999).

Le sébaste à bouche jaune est essentiellement capturé par chalutage pélagique et chalutage par le fond en Colombie–Britannique, bien qu'une pêche limitée à l'hameçon et à la ligne existe également. Quelques poissons de cette espèce sont également pris dans la pêche au flétan (annexes 2 à 4). La pêche au chalut du sébaste de la pente continentale est pratiquée depuis les années 1930, mais les premières statistiques des prises de sébastes à bouche jaune ne sont pas fiables car plusieurs espèces ont été regroupées pour la production des rapports de pêche. De plus, il n'existe aucune donnée sur les niveaux de rejet historiques de la pêche des poissons démersaux avant 1995. Depuis la fin des années 1970, la production de rapports s'est considérablement améliorée (Pêches et Océans Canada, 1999a). Aujourd'hui, la pêche au chalutage par le fond fait l’objet d’un taux de surveillance de 100 % ainsi que la plupart du chalutage pélagique. De plus, une vérification à quai de toutes les prises (y compris les débarquements et les rejets) est faite et celles–ci sont répertoriées (Roberts et Stevens, 2006). En 2006, un plan pilote de trois ans a été mis en œuvre pour disposer d'une surveillance vidéo et électronique en mer de 100 % pour la pêche à l'hameçon et à la ligne (Pêches et Océans Canada, 2007).

Le stock actuel de sébastes à bouche jaune n'est pas connu. Il est difficile de déterminer l'état actuel de la population de l'espèce le long des côtes de la Colombie–Britannique en raison du manque d'archives sur la composition de cette espèce dans la pêche commerciale. Les données tirées de relevés de recherche récents sont également problématiques puisqu'elles ont tendance à s'étendre sur une période trop courte, à cibler d'autres espèces (comme les crevettes) et à ne pas couvrir de manière appropriée l'habitat de prédilection de cette espèce pélagique. De plus, le sébaste à bouche jaune peut être confondu avec le sébaste à longue mâchoire quand il est pêché, ce qui pourrait entraîner la sous–estimation des taux de prises ou de prises accessoires (Love et al., 2002).

Le sébaste à bouche jaune est une espèce importante sur le plan commercial en Colombie–Britannique (Pêches et Océans Canada, 1999a). Lors de la saison de pêche de 2007–2008, la valeur au débarquement de la quantité totale de prises de cette espèce au Canada avoisinait 1,5 million de dollars, au prix de 0,50 $/lb (Pêches et Océans Canada, 2008a).

Le programme Monterey Bay Aquarium’s Seafood Watch a classifié tous les sébastes de la pente continentale comme espèces dont la conservation est très préoccupante et qui sont intrinsèquement vulnérables (Roberts et Stevens, 2006). L'état du sébaste à bouche jaune n'a pas été évalué par NatureServe (NatureServe, 2007) ni par le Centre de données sur la conservation de la Colombie–Britannique (Prescott, comm. pers., 2007).

Depuis 1979, la pêche au sébaste à bouche jaune est assujettie à des quotas. La pêche de sébastes à bouche jaune dans la zone 5E (Langara Spit, au nord–ouest des îles de la Reine–Charlotte) était gérée en vertu d'un quota global (sébaste à bouche jaune, sébaste à longue mâchoire et sébaste à œil épineux Sebastes aleutianus) entre 1983 et 1988, et en 1986 des quotas pour la région côtière ont été mis en place pour ces trois espèces de sébastes de la pente continentale. Dans le passé, les quotas étaient basés sur l'abondance relative observée du sébaste à bouche jaune tirée des relevés de biomasse. Toutefois, ces relevés étaient axés sur le sébaste à longue mâchoire et limités à la zone du détroit de la Reine–Charlotte (zone 5AB), s'appuyant uniquement sur les relevés au chalut de fond (Pêches et Océans Canada, 1999a; Schnute et al., 1999). Depuis 1997, des renseignements des données des observateurs à bord des chaluts ont également été incorporés dans les déterminations des quotas. Par ailleurs, en 1997, le système de quota individuel de bateau (QIB) a été introduit pour la pêche au chalut en Colombie–Britannique, établissant des limites de prises annuelles (conservées et rejetées) dans une zone particulière pour ce qui est des quotas des espèces pour chaque bateau.

La pêche au sébaste à bouche jaune au Canada est réglementée par un quota individuel défini à chaque saison de pêche. Pour la saison de pêche 2008–2009, 96,77 % (2 364 tonnes) du total autorisé des captures (TAC) de sébastes à bouche jaune a été alloué à la pêche au chalut, 2,49 % (60 tonnes) à la pêche à la ligne et à l'hameçon, et 0,74 % (18 tonnes) à la pêche au flétan. Trois tonnes supplémentaires ont été désignées à des fins de recherches (Pêches et Océans Canada, 2008a). Pendant les deux dernières saisons de pêche (2006–2007 et 2007–2008), les chaluts de pêche de poissons démersaux dans le Pacifique ont débarqué moins de 60 % du total autorisé des captures de sébastes à bouche jaune (tableau 4).

Aux États–Unis, le sébaste à bouche jaune est assujetti aux quotas de pêche d’assemblage d’espèces de sébastes de la pente continentale, auxquels un total autorisé des captures est attribué. Le sébaste à bouche jaune bénéficie vraisemblablement d’une protection partielle dans les aires de conservation du sébaste (de l'État de Washington à la Californie) et à l'est du golfe d'Alaska où la pêche au chalut est actuellement interdite (Enticknap et Sheard, 2005; Roberts et Stevens, 2006).

Le rédacteur du rapport remercie Rowan Haigh (Pêches et Océans Canada) et Paul Starr (Canadian Groundfish Research and Conservation Society) pour leur précieuse collaboration à la rédaction du présent rapport. Environnement Canada a fourni le financement et le soutien requis.

Liste des experts contactés

Barry Ackerman, coordonnateur, Poisson de fond péché au chalut, ministère des Pêches et des Océans, Vancouver (Colombie–Britannique).

David Clark, en information écologique, Parcs Canada, Gatineau (Québec).

Ann Clarke, agent scientifique, Secrétariat du COSEPAC, Ottawa (Ontario).

Lara Cooper, Secrétariat canadien de consultation scientifique, ministère des Pêches et des Océans, St. Andrews (Nouveau–Brunswick).

Courtney Druce, agent de programme des espèces en péril, ministère des Pêches et des Océans, Vancouver (Colombie–Britannique).

Jeff Fargo, Programme d’évaluation des poissons plats, Station biologique du Pacifique, ministère des Pêches et des Océans, Nanaimo (Colombie–Britannique).

Alain Filion, agent de projets scientifiques, Secrétariat du COSEPAC, Ottawa (Ontario).

Kevin Fort, biologiste des espèces en péril, Service canadien de la faune, Delta (Colombie–Britannique).

David Fraser, spécialiste des espèces en péril, ministère de l’Environnement de la Colombie–Britannique, Victoria (Colombie–Britannique).

Monique Goit, chargée de projets scientifiques, Secrétariat du COSEPAC, Ottawa (Ontario).

Gloria Goulet, coordonnatrice, Connaissances traditionnelles autochtones, Secrétariat du COSEPAC, Ottawa (Ontario).

Rowan Haigh, biologiste en recherche des sébastes du talus continental, Station biologique du Pacifique, ministère des Pêches et des Océans, Nanaimo (Colombie–Britannique).

Heather Holmes, spécialiste de l’écologie marine, réserve de parc national du Canada Pacific Rim, Parcs Canada, Ucluelet (Colombie–Britannique).

Vicki Marshall, coordonnatrice de l’évaluation des stocks de poissons, ministère de l’Environnement de la Colombie–Britannique, Victoria (Colombie–Britannique).

Patrick Nantel, biologiste de la conservation, Programme des espèces en péril, Parcs Canada, Gatineau (Québec).

Harry Nyce, père, Nisga’a Wildlife Committee and Joint Fisheries Management Committee (comité conjoint de gestion des pêches et comité de la faune Nisga’a), Gitwinksihlkw (Colombie–Britannique).

Sue Pollard, spécialiste des espèces aquatiques en péril, ministère de l’Environnement de la Colombie–Britannique, Victoria (Colombie–Britannique).

Howard Powles, Sous–comité de spécialistes des poissons marins du COSEPAC, Gatineau (Québec).

Erin Prescott, spécialiste de l’information, Conservation Data Centre de la Colombie–Britannique, ministère de l’Environnement de la Colombie–Britannique, Victoria (Colombie–Britannique).

Norm Sloan, coordonnateur spécialiste de l’écosystème et de l’écologie marine, réserve de parc national et site du patrimoine haïda Gwaii Haanas, Parcs Canada, Queen Charlotte (Colombie–Britannique).

Paul Starr, scientifique, Canadian Groundfish Research and Conservation Society, (société de conservation et de recherche sur les poissons de fond du Canada) Nanaimo (Colombie–Britannique).

Jenny Wu, spécialiste en gestion de données et d’outils cartographiques, Secrétariat du COSEPAC, Ottawa (Ontario).

Lynn Yamanaka, chef du Programme de sébastes côtiers, Station biologique du Pacifique, ministère des Pêches et des Océans, Nanaimo (Colombie–Britannique).

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Andrea L. Smith a obtenu une maîtrise ès sciences en biologie de la conservation ainsi qu'un doctorat en écologie évolutive à l'Université Queen’s. Elle a travaillé sur divers projets de recherche, y compris l'étude de l'écologie des oiseaux marins en Colombie–Britannique, dans l'Arctique canadien et dans les îles Galapagos, l'étude des espèces en voie de disparition à Hawaii et dans le désert de Mojave et l'étude des communautés d'oiseaux forestiers au Mexique. Andrea a rédigé plusieurs articles sur les enjeux environnementaux pour le magazine ON Nature et a mené une analyse des lacunes concernant la politique provinciale sur le patrimoine naturel pour le compte d'Ontario Nature. Elle travaille aujourd'hui en tant que chercheuse à l'Institute for Research and Innovation in Sustainability (IRIS) de l'Université York où elle analyse les défis interdisciplinaires que représentent la prévention et le contrôle des espèces envahissantes.

Aucune collection n'a été examinée dans le cadre de ce rapport.

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^D Lancement du Programme de vérification à quai (PVQ) : 1991 – flétan; 1994 – chalut; 1996 – pêche aux lignes ZN
^O Lancement du Programme des observateurs : 1996 – chalut
^L Accès limité : 1976 – chalut; 1979 – flétan; 1992 – pêches aux lignes ZN
^Q Lancement du système de quota individuel par bateau (QIB) pour les espèces soumises à un TAC : 1997 – chalut
^T Mise en place de limites par sortie : 1995 – limite mensuelle sur l’agrégat de sébastes pris en vertu d’un permis ZN; 1997 – limite par sortie de pêche au chalut de 15 000 lb de sébastes combinés non soumis à un TAC; 2000 – option D pour le flétan avec limite annuelle de 20 000 lb d’agrégat de sébastes.

^I Période provisoire (janv. à mars) précédant la mise en place du système de quota individuel par bateau (QIB) en 1997 pour le chalutage en mer. Les années de pêche antérieures à cette période sont des années civiles et celles suivant cette période s’étendent d’avril à mars.
^O Lancement du Programme des observateurs : 1996

^I Période provisoire (janv. à mars) précédant la mise en place du système de quota individuel par bateau (QIB) en 1997 pour le chalutage en mer. Les années de pêche antérieures à cette période sont des années civiles et celles suivant cette période s’étendent d’avril à mars.

^I Période provisoire (janv. à mars) précédant la mise en place du système de quota individuel par bateau (QIB) en 1997 pour le chalutage en mer. Les années de pêche antérieures à cette période sont des années civiles et celles suivant cette période s’étendent d’avril à mars.

¹ Il est à noter que dans la figure 3 toutes les cellules de grille de la zone d'occupation correspondant à moins de trois de bateaux de pêche ont été ignorées pour des raisons de protection de renseignements personnels. En revanche, tous les calculs tiennent compte de ces grilles.