Sébaste aux yeux jaunes (Sebastes ruberrimus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2020

Titre officiel : Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Sébaste aux yeux jaunes Sebastes ruberrimus
Population des eaux extérieures de l’océan Pacifique Population des eaux intérieures de l’océan Pacifique au Canada

Menacée
2020

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – Novembre 2020

Nom commun : Sébaste aux yeux jaunes – population des eaux extérieures de l’océan du Pacifique

Nom scientifique : Sebastes ruberrimus

Statut : Menacée

Justification de la désignation : Ce poisson marin est une composante importante des eaux des récifs rocheux côtiers du détroit de Georgia, sur la côte ouest de la Colombie-Britannique. Cette population est importante pour les pêches commerciale et récréative et revêt une importance culturelle pour les communautés autochtones. Selon les nouvelles analyses réalisées depuis la dernière évaluation, la population a diminué de façon spectaculaire au cours des 100 dernières années, et le risque sur le plan de la conservation est plus élevé que ce qui avait été évalué précédemment. En raison de sa croissance relativement lente, de sa maturité tardive et de son comportement territorial, cette population prend du temps à se rétablir une fois qu’elle est appauvrie. Toutefois, elle n’est pas considérée comme étant en danger imminent de disparition étant donné que les données des relevés indiquent qu’elle est stable depuis 20 ans (0,5 génération), que son abondance est quasi viable et que les projections à long terme sont stables. La population continue de faire face à des menaces découlant des modifications généralisées à l’écosystème et des changements climatiques.

Répartition au Canada : Océan Pacifique, Colombie-Britannique

Historique du statut : Espèce désignée « préoccupante » en novembre 2008. Réexamen du statut : l’espèce est désignée « préoccupante » en novembre 2020.

Sommaire de l’évaluation – Novembre 2020

Nom commun : Sébaste aux yeux jaunes – population des eaux intérieures de l’océan du Pacifique

Nom scientifique : Sebastes ruberrimus

Statut : Menacée

Justification de la désignation : Ce poisson marin est une composante importante des eaux des récifs rocheux côtiers du détroit de Georgia, sur la côte ouest de la Colombie-Britannique. Cette population est importante pour les pêches commerciale et récréative et revêt une importance culturelle pour les communautés autochtones. Selon les nouvelles analyses réalisées depuis la dernière évaluation, la population a diminué de façon spectaculaire au cours des 100 dernières années, et le risque sur le plan de la conservation est plus élevé que ce qui avait été évalué précédemment. En raison de sa croissance relativement lente, de sa maturité tardive et de son comportement territorial, cette population prend du temps à se rétablir une fois qu’elle est appauvrie. Toutefois, elle n’est pas considérée comme étant en danger imminent de disparition étant donné que les données des relevés indiquent qu’elle est stable depuis 20 ans (0,5 génération), que son abondance est quasi viable et que les projections à long terme sont stables. La population continue de faire face à des menaces découlant des modifications généralisées à l’écosystème et des changements climatiques.

Répartition au Canada : Océan Pacifique, Colombie-Britannique

Historique du statut : Espèce désignée « préoccupante » en novembre 2008. Réexamen du statut : l’espèce est désignée « préoccupante » en novembre 2020.

COSEPAC résumé

Sébaste aux yeux jaunes
Sebastes ruberrimus

Description et importance de l’espèce

Le sébaste aux yeux jaunes (Sebastes ruberrimus, Cramer 1895) est l’une des quelque 112 espèces décrites du genre Sebastes dans le monde entier et l’une des quelque 90 espèces de sébastes dans le Pacifique Nord. Le sébaste aux yeux jaunes est l’un des plus grands sébastes, la longueur et le poids maximum répertoriés étant respectivement de 91 cm et de 11,3 kg.

Répartition

Le sébaste aux yeux jaunes se rencontre depuis le golfe de l’Alaska jusqu’au nord de la Basse-Californie, au Mexique, mais il est moins abondant dans la partie méridionale de son aire de répartition. Il est présent dans toutes les eaux de la Colombie-Britannique.

Dans le présent rapport, le COSEPAC conserve les deux unités désignables (UD) du sébaste aux yeux jaunes qui avaient été établies dans ses rapports précédents, soit l’UD des eaux intérieures et l’UD des eaux extérieures. Cette recommandation est fondée sur le fait que les deux UD correspondent à des régions géographiquement distinctes sur la base de leur structure génétique. L’aire de l’UD des eaux intérieures de l’océan Pacifique comprend le détroit de Georgia, le détroit de Johnstone et le détroit de la Reine-Charlotte, tandis que l’aire de l’UD des eaux extérieures de l’océan Pacifique comprend toutes les eaux côtières de la Colombie-Britannique. En raison de nouvelles preuves génétiques, la limite sud entre l’aire de l’UD des eaux extérieures et celle de l’UD des eaux intérieures a été déplacée.

Le National Marine Fisheries Service des États-Unis reconnaît que les sébastes aux yeux jaunes des eaux intérieures dans l’État de Washington (segment de population distinct de la baie Puget/du bassin de Georgia) et ceux de l’UD canadienne des eaux intérieures du Pacifique font partie de la même population.

Habitat

Le sébaste aux yeux jaunes a été observé lors de relevés en plongée et à partir de submersibles, et capturés dans le cadre de relevés de recherche, à des profondeurs de 1 à 693 m. Les juvéniles et les subadultes se rencontrent généralement à des profondeurs se situant entre 40 et 100 m. Les adultes, qui fréquentent habituellement des profondeurs inférieures à 270 m, préfèrent des substrats durs et complexes, au relief un peu vertical, comme des rochers cassés, des récifs rocheux, des dorsales, des surplombs, des crevasses, des cavernes et des champs de galets et de blocs rocheux.

Biologie

Les sébastes aux yeux jaunes femelles produisent de 1,2 à 2,7 millions d’œufs annuellement et fournissent les nutriments aux embryons en développement, puis donnent naissance à des petits. La période de reproduction va de septembre à avril. Elle est plus tardive à mesure qu’on se déplace vers le sud de l’aire de répartition de l’espèce. Les femelles peuvent conserver le sperme pendant des semaines ou des mois avant la fécondation, et les petits naissent après une période de gestation durant généralement plusieurs mois. Le stade larvaire pélagique peut durer jusqu’à deux mois, après quoi les larves s’établissent dans les habitats benthiques. Le sébaste aux yeux jaunes est une espèce benthique solitaire au petit domaine vital. On ignore si les sébastes se rassemblent pour s’accoupler.

L’âge maximal répertorié est de 121 ans chez les femelles et de 115 ans chez les mâles. Les estimations de la mortalité naturelle calculées au moyen de ces âges étaient de 0,045 chez les femelles et de 0,040 chez les mâles. L’âge à maturité a été estimé au moyen d’une méthode actualisée de détermination de la durée de génération fondée sur ces estimations de la mortalité naturelle. La durée de génération estimée d’après les caractéristiques des femelles seulement était de 39 ans dans l’UD des eaux extérieures et de 41 ans dans l’UD des eaux intérieures. Les estimations précédentes de la durée d’une génération étaient basées sur une valeur estimée plus faible de la mortalité naturelle (0,02), déterminée d’après l’analyse des courbes des captures. Par conséquent, les estimations actuelles de la durée d’une génération sont inférieures à la valeur de 70 ans pour l’UD des eaux extérieures et à celle de 66 ans pour l’UD des eaux intérieures des rapports précédents.

Taille et tendances des populations

La biomasse de l’UD des eaux extérieures a baissé de 69-72 % de 1918 à 2018 (environ 2,5 générations), tandis que celle l’UD des eaux intérieures a baissé de 68-88 % de 1918 à 2019 (environ 2,5 générations). Toutefois, les données des relevés visant les deux UD indiquent que ces populations sont stables depuis 20 ans (environ 0,5 génération).

Menaces et facteurs limitatifs

La pratique de la pêche au-dessus des niveaux durables est la principale menace connue qui pèse sur les populations de sébastes aux yeux jaunes en Colombie-Britannique. Le degré de hausse ou de baisse de la biomasse des populations en fonction de la variation de la mortalité par pêche est une mesure de l’impact de la menace que pose la pêche pour les populations. Ces réponses à la variation de la mortalité par pêche sont des facteurs importants à considérer au moment de désigner le statut des populations. Les calculateurs des menaces ont été remplis avant la mise à jour des évaluations. Les UD des eaux intérieures et des eaux extérieures ont toutes deux subi des déclins considérables dus à la pression exercée par la pêche durant les années 1990. Les estimations de la modélisation, laquelle a été réalisée après que l’on ait rempli les calculateurs des menaces, donnent à penser que les taux d’exploitation actuels sont actuellement durables.

Néanmoins, les changements climatiques et les conditions océaniques défavorables menant à des effets directs ou indirects sur le recrutement sont des menaces continues persistantes. La variabilité du recrutement et l’incertitude qui entoure ce dernier pourraient mener à une variation de la force des cohortes, ce qui peut perturber la structure et la trajectoire des populations.

Protection, statuts et classements

L’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) n’a attribué aucune désignation de statut au sébaste aux yeux jaunes. La population états-unienne de la baie Puget Sound/du bassin de Georgia, qui est contiguë à l’UD canadienne des eaux intérieures, figure sur la liste des espèces menacées (threatened) de l’Endangered Species Act (ESA) des États-Unis. Aux termes de cette loi, 414 mi² d’habitat essentiel dans les eaux états-uniennes adjacentes à l’aire de l’UD des eaux intérieures du Canada sont protégés contre la pêche. Selon le National Marine Fisheries Service des États-Unis, l’espèce est surpêchée dans les eaux extérieures du Pacifique de l’État de Washington, de l’Oregon et de la Californie. Au Canada, le COSEPAC a désigné les UD des eaux intérieures et des eaux extérieures « préoccupantes » en 2008 et les a inscrites à la liste des espèces préoccupantes de l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) en 2011. La protection de l’habitat du sébaste aux yeux jaunes est assurée par plusieurs mesures : création d’aires marines protégées, fermeture de secteurs de pêche dans les récifs d’éponges, fermeture de secteurs de pêche dans les parcs nationaux, restriction des secteurs de pêche au chalut de fond.

Résumé technique (population des eaux extérieures de l’océan Pacifique)

Sebastes ruberrimus (population des eaux extérieures de l’océan Pacifique)

Yelloweye Rockfish (Pacific Ocean outside waters population)

Répartition au Canada (province/territoire/océan) : océan Pacifique, Colombie-Britannique

^* Voir « Définitions et abréviations sur le site Web du COSEPAC et IUCN (février 2014; en anglais seulement) pour obtenir des précisions sur ce terme.

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est-elle d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, ou 10 % sur 100 ans]? Analyse non réalisée.

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

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui. Le calculateur a été rempli avant que la plus récente évaluation du potentiel de rétablissement n’ait été achevée.

5.4. Pêche et récolte de ressources aquatiques (impact moyen, 3-21 %, réduction de la biomasse des 3 prochaines générations due à cette menace au cours des 10 prochaines années). Les estimations de la modélisation, laquelle a été réalisée après que le calculateur des menaces ait été rempli, donnent à penser que la biomasse des individus matures est stable, tandis que les relevés indiquent une population en léger déclin ou stable. Toutefois, les taux de déclin sur trois générations devraient rester négatifs pendant une période indéterminée.

9. Pollution (négligeable)

10. Phénomènes géologiques (négligeable)

11. Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (inconnu). Les changements climatiques et les conditions océaniques défavorables menant à des effets directs ou indirects sur le recrutement sont des menaces continues persistantes. La variabilité du recrutement et l’incertitude qui entoure ce dernier pourraient mener à une variation de la force des cohortes, ce qui peut perturber la structure et la trajectoire des populations.

Quels sont les autres facteurs limitatifs pertinents?

Le sébaste aux yeux jaunes fait partie des espèces de sébastes les plus grands, les plus longévifs et ayant la maturité la plus tardive. Les populations dotées de ces caractéristiques prennent du temps à se rétablir, même après que l’impact des pêches a cessé.

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

Nature délicate de l’information sur l’espèce

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

Historique du statut

COSEPAC : Espèce désignée « préoccupante » en novembre 2008. Réexamen du statut : l’espèce est désignée « préoccupante » en novembre 2020.

Statut et justification de la désignation

Statut : Espèce menacée

Codes alphanumériques : Correspond à « en voie de disparition », A2bd + 4bd, mais est désignée « menacée », A2bd + 4bd, car l’espèce n’est pas en danger imminent de disparition du pays.

Justification de la désignation : Ce poisson marin est une composante importante des eaux des récifs rocheux côtiers du détroit de Georgia, sur la côte ouest de la Colombie-Britannique. Cette population est importante pour les pêches commerciale et récréative et revêt une importance culturelle pour les communautés autochtones. Selon les nouvelles analyses réalisées depuis la dernière évaluation, la population a diminué de façon spectaculaire au cours des 100 dernières années, et le risque sur le plan de la conservation est plus élevé que ce qui avait été évalué précédemment. En raison de sa croissance relativement lente, de sa maturité tardive et de son comportement territorial, cette population prend du temps à se rétablir une fois qu’elle est appauvrie. Toutefois, elle n’est pas considérée comme étant en danger imminent de disparition étant donné que les données des relevés indiquent qu’elle est stable depuis 20 ans (0,5 génération), que son abondance est quasi viable et que les projections à long terme sont stables. La population continue de faire face à des menaces découlant des modifications généralisées à l’écosystème et des changements climatiques.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Correspond aux critères de la catégorie « espèce en voie de disparition » A2bd + 4 bd, mais est désignée « espèce menacée ». Le déclin, fondé sur un indice adapté au taxon (b), est principalement causé par les taux d’exploitation (d). Selon une récente analyse, les taux de déclin étaient de 69 à 72 % au cours des 100 dernières années (2,5 générations). Une fois la population appauvrie, elle prend du temps à se rétablir. En raison des taux de déclin élevés et du rétablissement lent, la population pourrait être désignée « en voie de disparition », mais elle est au-dessus des cibles de gestion des pêches et les données des relevés indiquent que la tendance est depuis les 20 dernières années (0,5 génération), ce qui laisse croire que la population n’est pas en danger imminent de disparition.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) : Sans objet. La zone d’occurrence et l’IZO dépassent les seuils.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Sans objet. Le nombre d’individus matures dépasse les seuils.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Sans objet. Le nombre d’individus matures dépasse les seuils. Ne correspond pas au critère de la catégorie « espèce menacée », D2.

Critère E (analyse quantitative) : Sans objet. Analyse non réalisée.

Résumé technique (population des eaux intérieures de l’océan Pacifique)

Sebastes ruberrimus (population des eaux intérieures de l’océan Pacifique)

Yelloweye Rockfish (Pacific Ocean inside waters population)

Répartition au Canada (province/territoire/océan) : océan Pacifique, Colombie-Britannique

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est-elle d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, ou 10 % sur 100 ans]? Analyse non réalisée.

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

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui. Le calculateur a été rempli avant que la plus récente évaluation du potentiel de rétablissement n’ait été achevée.

5.4. Pêche et récolte de ressources aquatiques (impact moyen, 3-21 %, réduction de la biomasse des 3 prochaines générations due à cette menace au cours des 10 prochaines années). Les estimations de la modélisation, laquelle a été réalisée après que le calculateur des menaces a été rempli, donnent à penser que la biomasse des individus matures est stable, tandis que les relevés indiquent une population en léger déclin ou stable. Toutefois, les taux de déclin sur trois générations devraient rester négatifs pendant une période indéterminée.

9. Pollution (négligeable)

10. Phénomènes géologiques (négligeable)

11. Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (inconnu). Les changements climatiques et les conditions océaniques défavorables menant à des effets directs ou indirects sur le recrutement sont des menaces continues persistantes. La variabilité du recrutement et l’incertitude qui entoure ce dernier pourraient mener à une variation de la force des cohortes, ce qui peut perturber la structure et la trajectoire des populations.

Quels sont les autres facteurs limitatifs pertinents?

Le sébaste aux yeux jaunes fait partie des espèces de sébastes les plus grands, les plus longévifs et ayant la maturité la plus tardive. Les populations dotées de ces caractéristiques prennent du temps à se rétablir, même après que l’impact des pêches a cessé.

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

Nature délicate de l’information sur l’espèce

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

Historique du statut

COSEPAC : Espèce désignée « préoccupante » en novembre 2008. Réexamen du statut : l’espèce est désignée « préoccupante » en novembre 2020.

Statut et justification de la désignation

Statut : Espèce menacée

Codes alphanumériques : Correspond à « en voie de disparition », A2bd + 4bd, mais est désignée « menacée », A2bd + 4bd, car l’espèce n’est pas en danger imminent de disparition du pays.

Justification de la désignation : Ce poisson marin est une composante importante des eaux des récifs rocheux côtiers du détroit de Georgia, sur la côte ouest de la Colombie-Britannique. Cette population est importante pour les pêches commerciale et récréative et revêt une importance culturelle pour les communautés autochtones. Selon les nouvelles analyses réalisées depuis la dernière évaluation, la population a diminué de façon spectaculaire au cours des 100 dernières années, et le risque sur le plan de la conservation est plus élevé que ce qui avait été évalué précédemment. En raison de sa croissance relativement lente, de sa maturité tardive et de son comportement territorial, cette population prend du temps à se rétablir une fois qu’elle est appauvrie. Toutefois, elle n’est pas considérée comme étant en danger imminent de disparition étant donné que les données des relevés indiquent qu’elle est stable depuis 20 ans (0,5 génération), que son abondance est quasi viable et que les projections à long terme sont stables. La population continue de faire face à des menaces découlant des modifications généralisées à l’écosystème et des changements climatiques.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Correspond aux critères de la catégorie « espèce en voie de disparition » A2bd + 4 bd, mais est désignée « espèce menacée ». Le déclin, fondé sur un indice adapté au taxon (b), est principalement causé par les taux d’exploitation (d). Selon une récente modélisation de la population, des taux de déclin supérieurs à 70 % (avec une probabilité de 43-99 %) et à 50 % (avec une probabilité de 86-99 %) ont été observés au cours des 100 dernières années (2,5 générations). Vu ces taux de déclin, l’espèce pourrait être désignée « en voie de disparition », mais les données des relevés indiquent que la tendance est stable depuis 20 ans (0,5 génération), les résultats de la modélisation indiquent que la population est proche des cibles de gestion des pêches et l’analyse des projections indique que la population n’est pas en danger imminent de disparition.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) : Sans objet. La zone d’occurrence et l’IZO dépassent les seuils.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Sans objet. Le nombre d’individus matures dépasse les seuils.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Sans objet. Le nombre d’individus matures dépasse les seuils. Ne correspond pas au critère de la catégorie « espèce menacée », D2.

Critère E (analyse quantitative) : Sans objet. Analyse non réalisée.

Préface

Le COSEPAC a pour la première fois évalué le sébaste aux yeux jaunes en 2008 et avait alors désigné les deux unités désignables (eaux intérieures et eaux extérieures) « préoccupantes » (COSEWIC, 2008). Cette recommandation initiale était fondée sur les caractéristiques du cycle vital (p. ex. maturité tardive), qui expliquent la lenteur du rétablissement de l’espèce à la suite d’une baisse d’effectifs, ainsi que sur la probabilité que les pêches commerciale, autochtone et récréative continuent. Depuis, Pêches et des Océans du Canada (MPO) a effectué des évaluations intégrant les captures reconstituées, les données sur les prises des pêches et les données de relevés de recherche pour établir des estimations de la biomasse des stocks remontant jusqu’à 1918 pour l’UD des eaux extérieures (Yamanaka et al., 2018) et l’UD des eaux intérieures (Yamanaka et al., 2011).

Les résultats des évaluations ont été résumés ensemble, et d’autres mises à jour ont été présentées par le MPO en 2019 (Keppel et Olsen, 2019). D’autres données probantes tirées de relevés à la palangre réalisés depuis 2000 et couvrant un sous-ensemble de l’UD des eaux extérieures sur la côte centrale de la Colombie-Britannique, de même que de relevés de pêcheurs autochtones à la ligne réalisés depuis 1950, ont fourni de l’information sur les variations temporelles de la taille et de l’âge moyens. Des changements aux quotas et aux prises accessoires des pêches ont été apportés depuis les dernières évaluations dans le but de réduire la mortalité par pêche des stocks de sébastes aux yeux jaunes.

D’autres analyses génétiques menées par Siegle et al. (2013) et Andrews et al. (2018) confirment la structure des UD des eaux intérieures et des eaux extérieures. La limite sud entre l’UD des eaux intérieures et l’UD des eaux extérieures a été déplacée, sur la base d’une évaluation états-unienne du sébaste aux yeux jaunes (Drake et al., 2010; Andrews et al. 2018).

Une version provisoire de rapport de situation du COSEPAC a été préparée d’après ces résultats et devait être présentée en novembre 2019.

En octobre 2019, le MPO a demandé au COSEPAC de reporter la présentation des résultats, car une évaluation à jour de l’état des stocks aux fins d’élaboration du plan de rétablissement était en cours. La révision des données et des analyses actualisées était prévue pour l’hiver et le printemps 2020. Le COSEPAC a accepté de reporter la présentation du rapport prévue initialement pour novembre 2019 à novembre 2020. Le présent rapport tient compte des résultats des évaluations que le MPO a réalisées aux fins du plan de rétablissement de l’UD des eaux extérieures (en février 2020) (Cox et al., 2020; DFO, 2020a) et de l’UD des eaux intérieures (juin 2020) (DFO, 2020b).

Historique du COSEPAC

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

Mandat du COSEPAC

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

Composition du COSEPAC

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

Définitions (2020)

Espèce sauvage

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

Disparue (D)

Espèce sauvage qui n’existe plus.

Disparue du pays (DP)

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

En voie de disparition (VD)^*

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

Menacée (M)

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

Préoccupante (P)^**

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

Non en péril (NEP)^***

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

Données insuffisantes (DI)^****

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

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

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

Description et importance de l’espèce

Nom et classification

Le sébaste aux yeux jaunes (Sebastes ruberrimus, Cramer 1895) est l’une des quelque 112 espèces décrites du genre Sebastes dans le monde entier et l’une des quelque 90 espèces de sébastes dans le Pacifique Nord (Hyde et Vetter, 2007; Magnuson-Ford et al., 2009). Le sébaste aux yeux jaunes porte de nombreux autres noms, dont rascasse, scorpène, sébaste du Pacifique et morue rouge. En anglais, on l’appelle Yelloweye Rockfish, Red Snapper, Red Rock Cod, Rasphead Rockfish, Red Rockfish, Red Cod, Goldeneye Rockfish et Turkey Red Rockfish (Lamb et Edgell, 2010). Les Premières Nations lui donnent des noms tels que glowuksum sur l’île Gilford (archipel Broughton) (COSEWIC, 2008) et sgang sur la côte sud-ouest d’Haida Gwaii (Jones, 1999).

Description morphologique

Le sébaste aux yeux jaunes est l’un des plus grands sébastes, la longueur et le poids maximum répertoriés étant respectivement de 91 cm et de 11,3 kg (Love et al., 2002). On le reconnaît facilement par sa couleur orange vif à rouge et ses yeux jaune vif. Les adultes arborent généralement une bande pâle à blanche sur la ligne latérale, tandis que les subadultes ont souvent une deuxième bande plus courte sous la ligne latérale (page couverture, figure 1). Les juvéniles, d’un rouge plus foncé que les adultes, ont deux rayures distinctes de couleur claire, l’une sur la ligne latérale, et l’autre, plus courte, sous la ligne latérale (Mecklenburg et al., 2002; figure 1). Le sébaste aux yeux jaunes porte 13 épines dorsales, et ses nageoires ont parfois l’extrémité noire (Kramer et O’Connell, 1995). L’espèce peut être confondue avec le sébaste canari (Sebastes pinniger) et le sébaste vermillon (Sebastes miniatus), deux espèces au corps de forme semblable et à la couleur similaire chez les adultes. Toutefois, seul le sébaste aux yeux jaunes a les yeux jaune vif (Love et al., 2002).

Structure spatiale et variabilité de la population

Neuf locus microsatellites neutres examinés à partir d’échantillons prélevés dans le cadre de pêches commerciales et de relevés de recherche de 1998 à 2007 fournissent les données de base pour l’examen de la structure génétique de la population de sébastes aux yeux jaunes (tableau 1). Des analyses de groupement F_ST et des analyses par dendrogramme, des différences d’hétérozygotie et la richesse allélique ont permis de conclure que le sébaste aux yeux jaunes comptait deux populations distinctes, l’une dans le détroit de Georgia (eaux intérieures), et l’autre, à l’extérieur du détroit (eaux extérieures) (Yamanaka et al., 2006; COSEWIC, 2008). Des analyses ultérieures de ces mêmes échantillons (Siegle et al., 2013) ainsi que d’autres échantillons tirés d’autres pêches et relevés (Andrews et al., 2018) confirment les différences génétiques entre les deux populations (tableaux 1, 2, 3). En outre, Andrews et al. (2018) ont repéré une autre population distincte dans le chenal Hood, dans l’État de Washington (tableau 3).

^* Le bras de mer Bute inférieur et l’île Gabriola comptaient 127 échantillons dans Y 2006, mais 182 dans C 2008.

Aucun allèle unique n’a été trouvé dans les échantillons prélevés dans l’UD des eaux intérieures. Tous les allèles détectés dans ces échantillons se retrouvaient également dans les échantillons prélevés dans les eaux extérieures (COSEWIC, 2008). L’hétérozygotie et le nombre d’allèles réduits dans les échantillons des eaux intérieures indiquaient que ceux-ci avaient été prélevés dans une population dont la taille effective était plus petite que celle de tous les autres échantillons. Ces observations viennent valider l’hypothèse selon laquelle la perte d’allèles rares explique la différenciation entre la population des eaux intérieures et celle des eaux extérieures (Yamanaka et al., 2006).

Les questions découlant de l’interprétation génétique du COSEPAC (COSEWIC, 2008) concernaient la limite sud séparant les deux populations, le mécanisme à l’origine des obstacles à la dispersion entre les populations ainsi que la stabilité de la différenciation génétique.

L’analyse comparative des F_ST séparant les échantillons de poissons en fonction de l’âge, soit les poissons nés avant 1980 et ceux nés après 1980, corroborait la stabilité temporelle des différences génétiques entre les deux populations (tableau 2, Siegle et al., 2013).

L’UD des eaux intérieures est associée principalement à l’écorégion marine du MPO du détroit de Georgia, tandis que la population des eaux extérieures est associée aux écorégions marines du plateau sud et du plateau nord (DFO, 2009; figure 2). Le détroit de Georgia, bordé par de faibles profondeurs et de forts fronts de marée au nord et au sud, subit une influence appréciable des eaux douces du Fraser. Le détroit Juan de Fuca forme une zone de transition entre le détroit de Georgia et le plateau sud, qui sépare l’UD des eaux intérieures de l’UD des eaux extérieures au sud (Powles et al., 2004).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Yelloweye rockfish DU and Marine Regions = UD du sébaste aux yeux jaunes et régions marines
Marine Regions = Régions marines
Northern Shelf = Plateau nord
Offshore Pacific = Extracôtière du Pacifique
Southern Shelf = Plateau sud
Strait of Georgia = Détroit de Georgia
North = Limite nord
Current south = Limite sud actuelle
Proposed south = Limite sud proposée

Drake et al. (2010) ont colligé des données sur les tendances océanographiques physiques qui agissent comme obstacles à la dispersion larvaire pour un examen états-unien du statut de cinq espèces de sébastes, dont le sébaste aux yeux jaunes. Siegle et al. (2013) et Andrews et al. (2018) ont ensuite analysé ces tendances pour expliquer la création et la stabilité du caractère génétiquement distinct des deux populations.

Les comparaisons des valeurs F_ST par paires qui tiennent compte des 121 nouveaux échantillons d’Andrews et al. (2018) ont permis de trouver un troisième groupe, dans le chenal Hood, dans l’État de Washington, qui est distinct des populations des eaux intérieures et des eaux extérieures (tableau 3).

Unités désignables

Caractère distinct et caractère important

Le présent rapport conserve les deux unités désignables (UD) du sébaste aux yeux jaunes qui avaient été établies dans le dernier rapport du COSEPAC (COSEWIC, 2008), soit l’UD des eaux intérieures et l’UD des eaux extérieures. Une nouvelle limite sud entre les deux UD est établie (voir ci-dessous).

On considère que les deux populations décrites respectent les critères du caractère distinct utilisés par le COSEPAC pour reconnaître les UD, compte tenu de la preuve du caractère distinct sur le plan génétique, de la disjonction naturelle dans l’aire de répartition de l’espèce combinée au comportement territorial, et de l’occupation de régions géographiques différentes, comme il est expliqué ci-dessous.

1. La stabilité temporelle du caractère génétiquement distinct entre les deux populations est appuyée par des analyses depuis la dernière évaluation (COSEWIC, 2008; Siegle et al., 2013; Andrews et al., 2018). La population des eaux intérieures affiche une diversité génétique significativement plus faible que la population des eaux extérieures. Les sébastes aux yeux jaunes de chacune des populations, nés avant et après 1980, affichent les mêmes distinctions génétiques (Siegle et al. 2013). La différenciation génétique observée entre les deux populations est relativement grande pour un poisson de mer, particulièrement pour un poisson à long stade larvaire pélagique (tableaux 1,2, 3). On n’a pas trouvé d’allèles microsatellites uniques parmi les échantillons de l’UD des eaux intérieures. Toutefois, il convient de noter que les allèles uniques sont rarement observés chez les populations de poissons de mer (COSEWIC, 2008).
2. Une disjonction naturelle existe entre la population des eaux intérieures et celle des eaux extérieures en raison des caractéristiques océanographiques physiques, chimiques et biologiques uniques du détroit de Georgia (UD des eaux intérieures), qui diffèrent de celles des plateaux externes voisins du nord et du sud (UD des eaux extérieures). À la limite sud entre les deux populations, le seuil de Victoria crée un obstacle naturel favorisant la rétention des larves. La territorialité des juvéniles et des adultes favorise aussi les différences génétiques entre les populations (Drake et al., 2010).
3. L’UD des eaux intérieures se rencontre essentiellement dans l’écorégion marine du détroit de Georgia, tandis que l’UD des eaux extérieures se trouve dans l’écorégion du plateau sud, l’écorégion du plateau nord et l’écorégion extracôtière du Pacifique définies par Pêches et Océans Canada (DFO, 2009; figure 2). Ainsi, les deux populations occupent des régions écogéographiques différentes. La justification du déplacement de la limite sud entre les deux populations plus vers le sud-ouest par rapport à ce qui avait été proposé par le COSEPAC (COSEWIC, 2008) est expliquée ci-dessous. Cette proposition ne changerait pas l’association préalablement établie entre chaque UD et les écorégions marines.

On considère que les deux populations décrites respectent les critères du caractère important utilisés par le COSEPAC pour reconnaître les UD, compte tenu de la persistance des différences génétiques dans un milieu qui est propre à l’espèce de sorte qu’il est probable que ce milieu soit à l’origine d’adaptations locales, comme il est décrit ci-dessous.

1. Les limites de ces populations englobent des milieux écogéographiques distincts (Powles et al., 2004; Drake et al., 2010). Par conséquent, vu la stabilité génétique temporelle observée, il est raisonnable de s’attendre à ce que ces régimes de sélection environnementaux distincts aient entraîné des adaptations locales.
2. La territorialité des juvéniles et des adultes, en favorise les différences génétiques entre les populations (Drake et al., 2010), contribue également à la probabilité de développement d’adaptations locales au sein de ces UD.

Les sébastes (Sebastes spp.) de l’océan Pacifique sont un exemple bien connu de radiation adaptative. Comptant plus 100 espèces décrites, le genre des sébastes est celui qui affiche la richesse spécifique la plus élevée dans l’océan Pacifique (Kendall, 2000). Plusieurs études (Johns et Avise, 1988; Li et al., 2006; Rocha-Olivares et al., 1999; Seeb, 1986) ont fait la démonstration de la nature monophylétique du genre, qui a de faibles taux de divergence génétique entre les espèces, ce qui indique une radiation rapide depuis une période qui a commencé il y a de 3,6 à 18 millions d’années (Johns et Avise, 1998; Rocha-Olivares, 1998). Le nombre d’espèces soutient la capacité adaptative de la spéciation au sein du genre. En outre, de nombreuses espèces de sébastes occupent des habitats côtiers proches du rivage et vivent en sympatrie le long de la majeure partie du littoral du Pacifique, ce qui vient appuyer la conclusion selon laquelle les caractères héréditaires adaptatifs ont évolué à de petites échelles environnementales et écologiques (Love et al., 2002).

Les deux populations répondent donc aux critères du caractère distinct et du caractère important utilisés pour reconnaître l’UD des eaux intérieures et l’UD des eaux extérieures.

Limites des UD

En ce qui concerne la limite nord, aucune nouvelle information n’incite à la modifier. Il est donc approprié de maintenir cette limite, qui avait été établie d’après le fait que le point de prélèvement le plus à l’ouest du passage George (groupé avec la population des eaux intérieures) avait pour coordonnées 50,728° N et 127,033° O et que le point de prélèvement le plus à l’est du chenal Gordon (groupé avec la population des eaux extérieures) avait pour coordonnées 50,869° N et 127,215° O. La limite nord entre l’UD des eaux intérieures et l’UD des eaux extérieures, qui correspond à une ligne droite reliant ces deux points de prélèvement en passant par les rives ouest des îles Numa et Malcolm, dans le détroit de la Reine-Charlotte, demeure donc pertinente (tableau 4, figures 2, 3, 4).

Andrews et al. (2018) ont prélevé 28 sébastes aux yeux jaunes autour des îles San Juan et 4 autres dans le centre de la baie Puget (tableau 1). Ces échantillons, prélevés plus au sud, étaient génétiquement semblables à ceux préalablement prélevés dans l’UD des eaux intérieures, laissant ainsi croire qu’un déplacement de la limite sud vers le sud-ouest devrait être envisagé.

Le seuil de Victoria, qui traverse le détroit de Juan de Fuca jusqu’à l’est de Port Angeles, au nord de Victoria, est une entité océanographique importante de la région. Les tendances de circulation dues au seuil entraînent une certaine discontinuité de la température, de la salinité, de la teneur en azote, de la productivité primaire et de la teneur en carbone organique. Selon la conclusion d’un examen états-unien du statut de l’espèce, le seuil de Victoria, qui pourrait restreindre la dispersion larvaire, constitue la limite sud-ouest la plus probable entre les populations des eaux intérieures et des eaux extérieures (Drake et al., 2010). Une limite plus prudente, qui correspond à la rivière Sekiu (48,288111 et -124,394556) a également été envisagée (figure 2). La territorialité des juvéniles et des adultes favorise aussi les différences génétiques entre les populations (Drake et al., 2010).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Gordon Channel = Chenal Gordon
Queen Charlotte Strait = Détroit de la Reine-Charlotte
George Passage = Passage George
Johnstone Strait = Détroit de Johnstone
Vancouver Island = Île de Vancouver
Texada Island = Île Texada
Strait of Georgia = Détroit de Georgia
Inside Waters DU = UD des eaux intérieures
Saltspring Island = Île Saltspring
San Juan Islands = Îles San Juan
Strait of Juan de Fuca = Détroit de Juan de Fuca
Central Puget Sound = Centre de la baie Puget
Hood Canal = Chenal Hood
Outside Waters DU = UD des eaux extérieures
Boundary Sample Locations = Lieux de prélèvement des échantillons près des limites
Proposed boundary = Limite proposée
2008 Boundary = Limite de 2008

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Queen Charlotte Sound = Détroit de la Reine-Charlotte
Inside Waters DU = UD des eaux intérieures
Strait of Juan de Fuca = Détroit de Juan de Fuca
Outside Waters DU = UD des eaux extérieures
Boundary Sample Locations = Lieux de prélèvement des échantillons près des limites
Proposed boundary = Limite proposée
2008 Boundary = Limite de 2008

La limite nord et la limite correspondant au seuil de Victoria sont définies dans des zones où des sébastes des deux UD se mélangent. Ce mélange apporte une source d’incertitude dans la définition des limites des UD. Par exemple, selon la caractérisation génétique, 3 des 19 individus capturés à l’ouest du seuil de Victoria proposée, dans le détroit de Juan de Fuca, et 2 des 22 individus prélevés au large de la côte nord de l’État de Washington appartenaient à l’UD des eaux intérieures. Un individu prélevé dans le secteur des îles San Juan, à l’est du seuil de Victoria, était, selon la caractérisation génétique, un sébaste aux yeux jaunes de l’UD des eaux extérieures (COSEWIC, 2008; Andrews et al., 2013). Un mélange semblable a été observé à la limite nord, avec toutefois moins d’occurrences que dans le sud (COSEWIC, 2008; Andrews et al., 2013). Les limites sud et nord proposées dans le rapport de situation de 2008 (COSEWIC, 2008) étaient des lignes droites entre le point de prélèvement le plus à l’est d’un individu de l’UD des eaux extérieures et le point de prélèvement le plus à l’ouest d’un individu de l’UD des eaux intérieures (figures 2, 3). Comme il n’est pas possible de définir une limite mutuellement exclusive d’après les lieux d’échantillonnage aux fins d’analyse génétique, les limites des UD associées à des éléments océanographiques (comme le seuil de Victoria), qui différencient les caractéristiques océanographiques chimiques et biologiques ainsi que les tendances de circulation entre les UD, sont probablement plus stables que celles fondées uniquement sur la répartition établie à partir des lieux d’échantillonnage aux d’analyse génétique.

Le maintien de la limite nord décrite dans le rapport de 2008 (COSEWIC, 2008) et l’adoption d’une nouvelle limite sud-ouest, là où se trouve le seuil de Victoria, ne vient pas modifier les premières associations établies avec les écorégions marines du MPO ou les secteurs de gestion des pêches du Pacifique. L’UD des eaux intérieures est associée presque entièrement au secteur 4B, et l’UD des eaux extérieures, aux secteurs 3CD et 5A-E ainsi qu’à une petite partie du secteur 4B (figures 2, 3, 4).

Un aspect de ces UD qu’il faut retenir en ce qui concerne l’immigration de source externe est que l’UD des eaux intérieures comprend des sébastes aux yeux jaunes associés à la baie Puget, dans l’État de Washington, mais exclut tous les sébastes aux yeux jaunes qui fréquentent des eaux non canadiennes dans le nord. L’UD des eaux extérieures comprend les sébastes se trouvant le long des côtes de l’Alaska, de l’État de Washington, de l’Oregon et de la Californie (Andrews et al., 2018).

Le National Marine Fisheries Service des États-Unis reconnaît que les sébastes aux yeux jaunes des eaux intérieures dans l’État de Washington (segment de population distinct de la baie Puget/du bassin de Georgia) et ceux de l’UD canadienne des eaux intérieures du Pacifique font partie de la même population.

Importance de l’espèce

On ignore le rôle écologique du sébaste aux yeux jaunes, mais, compte tenu de sa longévité, de sa maturation tardive, de sa grande taille et de sa nature piscivore, il est sans doute une composante importante des écosystèmes de récifs rocheux du littoral. Par ailleurs, le sébaste aux yeux jaunes occupe une place de choix dans les pêches autochtone, récréative et commerciale, dans le cadre desquelles il est directement ciblé, ou dans les prises accessoires de pêches ciblant d’autres espèces, par exemple la morue-lingue (Ophiodon elongatus) et le flétan du Pacifique (Hippoglossus stenolepis).

Le sébaste aux yeux jaunes est important sur le plan culturel pour les Premières Nations de la région. Les légendes de la Première Nation kwicksutaineuk-ah-kwaw-ah-mish, sur l’île Gilford (archipel de Broughton), parlent d’un monde sous-marin habité par diverses espèces animales, dont le « glowuksum », c’est-à-dire le sébaste aux yeux jaunes (COSEWIC, 2008; figure 5). Sgang Gwaii, sur la côte sud-ouest d’Haida Gwaii, signifie « île aux yeux jaunes », « sgang » étant le terme employé par les Haïdas pour désigner le sébaste aux yeux jaunes (Jones, 1999). Chez les Haïdas, l’île est connue pour la biomasse de sébastes aux yeux jaunes; on disait autrefois qu’il était possible de pêcher l’espèce, quelles que soient les conditions météorologiques. Sur l’île Sgan Gwaii, le site Ninstints, qui a été le principal village des Haïdas Kunghit, est aujourd’hui un site du patrimoine mondial de l’UNESCO.

Le sébaste aux yeux jaunes est également important pour les Premières Nations maa-nulth, qui font partie du peuple plus vaste des Nuu-chah-nulth, présent sur la côte ouest de l’île de Vancouver depuis plus de 10 000 ans (Toquaht Nation, 2020).

Répartition

Aire de répartition mondiale

Le sébaste aux yeux jaunes se rencontre depuis le golfe de l’Alaska jusqu’au nord de la Basse-Californie, au Mexique (figure 6), mais il est moins abondant dans la partie méridionale de son aire de répartition (Love et al., 2002; Stewart et al., 2009). On ne dispose d’aucune donnée sur les changements de l’aire de répartition mondiale de l’espèce depuis la première évaluation du COSEPAC (COSEWIC, 2008).

Aire de répartition canadienne

Le sébaste aux yeux jaunes est largement présent dans la plupart des eaux canadiennes du Pacifique (figure 7), d’après les registres de pêches commerciales et les relevés indépendants (tableaux 5 à 7). Environ le tiers de l’habitat côtier de l’espèce se trouve en eaux canadiennes (figure 7). Il n’existe aucune donnée fiable permettant de déterminer les changements possibles de l’aire de répartition canadienne depuis la première évaluation (COSEWIC, 2008).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Haida Gwaii = Haida Gwaii
Bowie Seamount = Mont sous-marin Bowie
Outside Waters DU = UD des eaux extérieures
British Columbia = Colombie-Britannique
Hecate Strait = Détroit d’Hécate
Queen Charlotte Sound = Détroit de la Reine-Charlotte
Outside waters DU = UD des eaux extérieures
Vancouver Island = Île de Vancouver
Strait of Juan de Fuca = Détroit de Juan de Fuca
Inside waters DU = UD des eaux intérieures
Strait of Georgia = Détroit de Georgia

Zone d’occurrence et zone d’occupation

Les données utilisées pour estimer la zone d’occurrence et l’indice de zone d’occupation (IZO) du sébaste aux yeux jaunes comprenaient notamment les registres des captures du MPO pour tous les secteurs de pêche (de 1982 à aujourd’hui) et tous les relevés de recherche indépendants, y compris les relevés visuels (de 1963 à aujourd’hui) (Keppel et Olsen, 2019).

Dans la méthode d’estimation de la zone d’occurrence et de l’IZO, on a tenu compte des zones terrestres pour respecter les lignes directrices du COSEPAC (COSEWIC, 2020) et de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) (IUCN Standards and Petitions Subcommittee, 2017). Par conséquent, ces valeurs de la zone d’occurrence et de l’IZO diffèrent de celles de Keppel et Olsen (2019), qui n’incluaient pas les terres.

D’après ces approches, la zone d’occurrence de l’UD des eaux intérieures était de 27 183 km², et l’IZO, de 2 628 km² (figure 8). La zone d’occurrence de l’UD des eaux extérieures était de 262 877 km², et l’IZO, de 40 620 km² (figure 9).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Sebastes ruberrimus inside population distribution = Aire de répartition du Sebastes ruberrimus – population des eaux intérieures
Inside Index of Area Occupancy = Indice de zone d’occupation
IAO (2 km x 2 km); 657 grids = 2 628 km² = IZO (2 km × 2 km); 657 carrés = 2 628 km²
Extent of Occurrence = Zone d’occurrence
EOO: 27 710 km² [minimum convex polygon] = Zone d’occurrence : 27 710 km² [plus petit polygone convexe]
EOO : 27 183 km² [within Canada’s jurisdiction] = Zone d’occurrence : 27 183 km² [sur le territoire canadien]
Kilometers = kilomètres

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Sebastes ruberrimus inside population distribution = Aire de répartition du Sebastes ruberrimus – population des eaux extérieures
Inside Index of Area Occupancy = Indice de zone d’occupation
IAO (2 km x 2 km); 10 155 grids = 40 620 km² = IZO (2 km × 2 km); 10 155 carrés = 40 620 km²
Extent of Occurrence = Zone d’occurrence
EOO: 271 849 km² [minimum convex polygon] = Zone d’occurrence : 271 849 km² [plus petit polygone convexe]
EOO : 262 877 km² [within Canada’s jurisdiction] = Zone d’occurrence : 262 877 km² [sur le territoire canadien]
kilometers = kilomètres

Activitiés de recherche

Un résumé exhaustif des efforts de pêche déployés pour décrire la répartition et les préférences en matière d’habitat de l’espèce se trouve dans les annexes de Keppel et Olsen (2019).

Habitat

Besoins en matière d’habitat

La majorité de l’information sur le type d’habitat de prédilection du sébaste aux yeux jaunes est tirée d’observations directes in situ à partir d’un submersible, de relevés en plongée et d’autres relevés de recherche. Le sébaste aux yeux jaunes est une espèce spécialiste de l’habitat, solitaire et démersale, qui vit au-dessus de substrats durs et complexes, au relief un peu vertical, comme des rochers cassés, des récifs rocheux, des dorsales, des surplombs, des crevasses, des cavernes et des champs de galets ou de blocs rocheux (Richards, 1986; O’Connell et Carlile, 1993; Murie et al., 1994; Yoklavich et al., 2000; Love et al., 2002). Les relevés réalisés à partir d’un submersible en Colombie-Britannique (en 1984, 2000, 2003, 2005, 2009-2011) ont permis d’observer des sébastes aux yeux jaunes dans divers sites le long du littoral (Richards, 1986; Murie et al., 1994; Yamanaka, 2005; Haggarty et al., 2016 b; Yamanaka, données inédites). Des adultes et des subadultes (> 20 cm de longueur à la fourche [LF]) ont été vus depuis des submersibles en Colombie-Britannique nageant ou restant en position stationnaire au-dessus de dorsales ou d’affleurements rocheux, et occupant des crevasses dans des substrats ou des blocs rocheux (Yamanaka et al., 2006). Selon des relevés en plongée récents menés par la Central Coast Indigenous Resource Alliance, l’espèce aurait une préférence pour des profondeurs inférieures à 35 m, mais aucune donnée statistique ne corrobore ce constat.

Les préférences en matière de profondeur peuvent varier en fonction de l’âge, les jeunes individus étant souvent associés à des substrats peu profonds (Richards, 1986; O’Connell et Carlile, 1993). Haggarty et al.(2016 b) ont observé des juvéniles et des subadultes dans une large gamme de profondeurs (de 10 à 180 m, la majorité des individus se trouvant entre 40 et 100 m). Lors de relevés de recherche, des sébastes aux yeux jaunes ont été capturés dans une fourchette de profondeurs bien plus étendue, soit de 6 à 693 m, la plupart des captures ayant été réalisées à moins de 270 m. Dans le cadre de relevés à la turlutte, qui ciblent des habitats à structure plus complexe, on a capturé des sébastes à des profondeurs bien moins élevées que dans le cadre d’autres relevés, qui ciblaient des habitats moins complexes (tableau 5; Keppel et Olsen, 2019).

Les températures auxquelles on a observé des sébastes aux yeux jaunes lors des relevés depuis un submersible (Yamanaka et al., 2006) variaient de 8,1 à 12,1 °C, et la salinité, de 28,2 à 35 ppt. Toutefois, ces relevés n’ont été menés que durant quelques années seulement, dans une très petite zone d’étude et dans un éventail limité de milieux en Colombie-Britannique. Par conséquent, les données recueillies ne représentent probablement qu’un sous-ensemble de la préférence globale et/ou de la tolérance physiologique de l’espèce.

Tendances en matière d’habitat

On ne dispose d’aucune donnée sur les tendances en matière d’habitat du sébaste aux yeux jaunes.

Biologie

La plupart des renseignements dans cette section proviennent de Yamanaka et al. (2006), de même que de Keppel et Olsen (2019).

Cycle vital et reproduction

Les sébastes aux yeux jaunes femelles produisent de 1,2 à 2,7 millions d’œufs annuellement (Love et al., 2002). Bien qu’on ait observé des parades nuptiales chez d’autres espèces de sébastes, ce comportement n’est pas documenté chez le sébaste aux yeux jaunes. La période de reproduction va de septembre à avril. Elle est plus tardive à mesure qu’on se déplace vers le sud de l’aire de répartition de l’espèce. Les femelles peuvent conserver le sperme pendant des semaines ou des mois avant la fécondation (Wyllie-Echeverria, 1987). Les petits naissent après une période de gestation durant généralement plusieurs mois. Les femelles peuvent s’accoupler avec plusieurs mâles et peuvent entreposer le sperme pendant des semaines avant la fécondation. Les sébastes sont vivipares et matrotrophes, c’est-à-dire que les femelles fournissent les nutriments aux embryons jusqu’à un stade avancé de leur développement (Boehlert et Yoklavich, 1984; Yoklavich et Boehlert, 1991). La période de gestation dure généralement de un à deux mois chez les sébastes (Love et al., 2002). On ignore si les sébastes se rassemblent pour s’accoupler.

La durée du stade larvaire pélagique du sébaste aux yeux jaunes n’est pas connue, mais généralement, chez les Sebastes, la période larvaire pélagique varie de un à deux mois (Love et al., 2002). Les larves et les juvéniles habitent la couche de mélange supérieure (< 300 m) et se dispersent par des mécanismes de transport physique (Loeb et al., 1995; Kokita et Omori, 1999). En milieu pélagique, les petites larves (de 3 à 7 mm) se transforment en juvéniles pélagiques (de 20 à 70 mm) avant de s’établir dans les milieux benthiques (Bjorkstedt et al., 2002). Les larves des Sebastes sont des prédateurs opportunistes, qui s’alimentent d’abord de nauplius de copépodes et d’œufs d’invertébrés, avant de passer à des proies de plus grande taille telles que les copépodites, les copépodes adultes et les euphausiacés à mesure qu’elles croissent (Moser et Boehlert, 1991). L’établissement commence lorsque les juvéniles pélagiques mesurent de 3 à 9 cm (Love et al., 2002). Les juvéniles benthiques continuent de se nourrir de crustacés, mais choisissent des proies de plus grande taille, passant des invertébrés planctoniques aux invertébrés benthiques, puis aux poissons (Love et al., 1991).

Le sébaste aux yeux jaunes est une espèce longévive, l’âge maximal répertorié étant de 121 ans chez les femelles et de 115 ans chez les mâles dans l’UD des eaux extérieures (Keppel et Olsen, 2019). Chez l’UD des eaux intérieures, la femelle la plus âgée observée avait 98 ans, et le mâle le plus âgé, 90 ans. Toutefois, étant donné que l’ensemble de données sur l’UD des eaux intérieures était plus petit que celui sur l’UD des eaux extérieures, il a été décidé d’utiliser les âges maximaux de l’UD des eaux extérieures pour estimer la mortalité naturelle (Keppel, comm. pers., 2019).

Les données sur l’âge du sébaste aux yeux jaunes ont été extraites de la base de données GFBio; elles proviennent de relevés de pêche commerciale et de relevés de recherche (Keppel et Olsen, 2019). Les âges à maturité du sébaste aux yeux jaunes figurent au tableau 8. Les relevés de recherche fournissent probablement des estimations plus fiables que les échantillons provenant des pêches commerciales, compte tenu de la plus grande taille de l’échantillon, de l’adhésion à un protocole d’échantillonnage et de la plus large gamme d’habitats et de profondeurs recensés Keppel et Olsen (2019).

Durée de génération – méthodes passées et actuelles

Le sébaste aux yeux jaunes a une mortalité naturelle (M) relativement faible, et la méthode pour calculer cette dernière a changé avec le temps. La mortalité naturelle avait été estimée à 0,02 pour les deux UD, d’après une analyse de la courbe des captures, en 2006 (Yamanaka et al., 2006), et c’est cette valeur qui a plus tard été utilisée dans le rapport de situation de 2008 (COSEWIC, 2008). Selon cette méthode, la durée de génération était de 66 ans dans l’UD des eaux extérieures et de 70 ans dans l’UD des eaux intérieures. Des travaux subséquents recourant à la méthode d’Hoenig (décrite ci-dessous) ont estimé la durée de génération à environ 42 ans dans le cas de l’UD des eaux extérieures et à environ 40 ans dans celui de l’UD des eaux intérieures (Keppel et Olsen, 2019), comme le décrivent Yamanaka et al. (2018). Le présent rapport apporte une amélioration additionnelle à la méthode pour estimer la durée d’une génération (voir ci-dessous).

Voici la formule d’Hoenig (Hoenig, 1983), où A_max est l’âge maximal :

M = 4,22/A_max 0,982

Selon une formule actualisée utilisant la méthode de Then et al. (2015), la mortalité naturelle serait plus élevée, soit de 0,061 chez les femelles (âge maximal de 121 ans) et de 0,063 chez les mâles (âge maximal de 115 ans).

Voici la formule de Then et al. (2015) :

M = 4,899/A_max 0,916

Par la suite, des analyses de Gertseva et Cope (2017) ont indiqué que la formule décrite par Hamel (2015), fournie ci-dessous, était la plus appropriée. Hamel (2015) a appliqué une méta-analyse des données sur la longévité de Then et al. (2015). Il a procédé à cette nouvelle analyse parce que, selon lui, Then et. al. (2015) n’avaient pas systématiquement appliqué la transformation logarithmique à leurs données. Gertseva et Cope (2017) ont résumé les conclusions de Hamel (2015) comme suit : [traduction] « On s’attendrait à une forte hétéroscédasticité tant dans l’erreur d’observation que dans l’erreur de processus associées à la relation observée entre M et A_max dans l’espace réel. Il est donc raisonnable d’ajuster tous les modèles par une transformation logarithmique, ce que Then et al. (2015) n’ont pas fait […], soit en ajustant le modèle à un paramètre A_max en procédant à une transformation bilogarithmique (de sorte que la pente doit obligatoirement être de -1 dans l’espace transformé [comme dans Hamel (2015)]), ce qui donne l’estimation ponctuelle de M suivante :

M = 5,4/A_max

Compte tenu de ces considérations, la formule de Hamel (2015) présentée par Gertseva et Cope (2017), fournie ci-dessous, a servi à estimer M, qui a ensuite été entré dans l’équation pour estimer la durée de génération (tableau 8).

M = 5,4/A_max

La durée de génération est alors estimée comme suit :

G = A_mat+ 1/M

où G est la durée de génération, A_mat est l’âge auquel 50 % des individus sont matures et M est la mortalité naturelle. L’âge à la première reproduction est généralement utilisé, mais il est souvent estimé approximativement en fonction de l’âge auquel 50 % des femelles sont matures.

Les durées d’une génération dans le présent rapport sont fondées sur l’âge maximal des femelles (quelle que soit l’UD d’origine) observé dans toutes les méthodes d’échantillonnage ainsi que sur l’âge auquel 50 % des femelles sont matures d’après les estimations des relevés de recherche (tableau 8).

Dans le présent rapport, la durée de génération est fondée sur la méthode de Hamel (2015). Elle est de 39 ans (A_mat + 1/mortalité naturelle = 16,4+  1/0,045) chez l’UD des eaux extérieures et de 41 ans (A_mat + 1/mortalité naturelle = 18,7+  1/0,045) chez l’UD des eaux intérieures.

Durée de génération – sources d’incertitude

Les sources d’incertitude suivantes sont inhérentes à toutes les approches qui utilisent la mortalité naturelle, l’âge à maturité et l’âge maximal pour estimer la durée d’une génération. L’incertitude entourant la mortalité naturelle résulte de l’âge maximal observé, de la méthode d’estimation de l’âge maximal et du choix du modèle pour décrire la relation entre la mortalité naturelle et l’âge maximal. Par exemple, Gertseva et Cope (2017) indiquent un âge maximal de 137 ans pour les échantillons, mais utilisent une valeur correspondant à 90 % de cet âge maximal (123 ans) dans la formule de Hamel (2015). Comme le soulignent Gertseva et Cope (2017), l’erreur-type présumée dans le modèle de Hamel (2015) est de 0,438 et n’a pas été appliquée ici. De plus, l’incertitude entourant les estimations de l’âge auquel 50 % des individus sont matures n’a pas été intégrée. Compte tenu de la relativement longue durée de génération, en ce qui concerne la période des données observées, il est peu probable que la prise en compte de l’incertitude entourant la durée de génération modifie les conclusions de hausses ou de baisses prévues sur deux ou trois générations, et seules des estimations ponctuelles sont fournies.

Une autre source d’incertitude entourant la désignation de statut découle du fait que ces estimations dépendent de données recueillies durant la phase d’exploitation des UD du sébaste aux yeux jaunes. Les lignes directrices du COSEPAC et de l’UICN indiquent que la durée de génération avant l’exploitation, probablement plus longue que la durée de génération durant l’exploitation, devrait être utilisée afin de réduire le risque d’abaisser par erreur l’impact de la catégorie de menace. Cette incertitude est importante si elle amène à exclure une biomasse plus élevée des estimations de déclin à cause d’une durée de génération plus courte. La période des données et la durée de génération actuelles sont respectivement de 100 ans et de 40 ans, ce qui couvre environ 2,5 générations. Même si la durée de génération avant l’exploitation était supérieure à 40 ans, aucune donnée ne serait exclue des estimations de déclin actuelles, ce qui éliminerait le risque d’abaisser l’impact de la catégorie de menace. Toutefois, les conclusions de la désignation pourraient être touchées si la période de données actuelle dépassait 120 ans (d’après une durée de génération de 40 ans).

Physiologie et adaptabilité

Le taux de recrutement des populations de sébastes varie considérablement. Les longues périodes de faible recrutement peuvent entraîner des déclins naturels. Les conditions océaniques défavorables sont une cause probable du faible recrutement, mais l’on en sait peu sur les facteurs environnementaux précis qui contribuent au recrutement du sébaste aux yeux jaunes en Colombie-Britannique. Le taux de recrutement chez d’autres espèces de sébastes côtières dans cette province varie énormément dans le temps et l’espace, variant de plus d’un ordre de grandeur d’une année à l’autre et d’une localité à l’autre, comme en témoigne une étude récente réalisée sur l’île de Vancouver (Markel et al., 2017). Dans la même étude, le recrutement semblait être lié à la variation de facteurs physiques tels que la température de la surface de la mer, la vitesse des marées et le fetch (distance en mer sur laquelle le vent souffle sans rencontrer d’obstacles), mais la force de ces liens variait en fonction du temps et de l’espèce (Markel et al., 2017). En Californie, des liens similaires ont été établis entre le recrutement des sébastes et les conditions océanographiques telles que les remontées d’eau et les fortes dérives littorales (Yoklavich et al., 1996). Haggarty et al. (2017) ont constaté que l’abondance de classes d’âge adulte était liée à des facteurs tels que l’établissement des larves dans de l’habitat convenable et la mortalité précoce. À cause de la variabilité du taux de recrutement, de la longue durée de génération et de la maturité tardive du sébaste aux yeux jaunes, il est probable que l’espèce prenne du temps à se rétablir à la suite de baisses de population et à s’adapter à des conditions environnementales changeantes.

Dispersion et migration

Les sébastes sont réputés se disperser passivement au gré des courants océaniques pendant leur long stade larvaire pélagique, ce qui peut influer sur le taux de recrutement. On a observé des concentrations de larves de Sebastes sur le talus et le plateau continentaux, à l’ouest d’Haida Gwaii, jusqu’à une distance de 300 milles marins de la côte (LeBrasseur, 1970). La composition de la microstructure des otolithes semble indiquer que la distance de dispersion du sébaste noir (Sebastes melanops) est inférieure à 120 km (Miller et Shanks, 2004). Toutefois, on ignore la distance de dispersion réelle du sébaste aux yeux jaunes.

Relations interspécifiques

Le cachalot (Physeter macrocephalus) et l’épaulard (Orcinus orca) sont des prédateurs connus des sébastes aux yeux jaunes adultes. Le phoque commun (Phoca vitulina) et l’otarie de Steller (Eumetopias jubatus) s’alimentent aussi de sébastes, ce qui pourrait comprendre le sébaste aux yeux jaunes (Olesiuk et al., 1990; Ford et Ellis, 2006; Lance et al., 2012). Les sébastes aux yeux jaunes juvéniles sont des proies pour le saumon chinook (Oncorhynchus tshawytscha), d’autres sébastes, la morue-lingue (Ophlodon elongatus) et des oiseaux de mer (Mills et al., 2007).

Le sébaste aux yeux jaunes est un piscivore agressif qui a pour proies d’autres sébastes (il est connu pour son cannibalisme), le hareng du Pacifique (Clupea pallasi), des morues juvéniles (gadidés), le lançon gourdeau (Ammodytes hexapterus), des poissons-plats (pleuronectiformes), le calmar opale (Loligo opalescens), des crevettes (Caridea spp., Pandalus spp.) et des crabes (Acantholithodes hispidus, Cancer oregonensis) (Steiner, 1979; Rosenthal et al., 1988; Love et al., 2002).

Taille et tendances des populations

Activités et méthodes d’échantillonnage

Approche de modélisation et d’évaluation des populations de sébastes aux yeux jaunes du MPO

En 2014, le MPO a conclu dans une évaluation du stock que la biomasse de l’UD des eaux extérieures du sébaste aux yeux jaunes était au-dessous du point de référence limite (PRL) Yamanaka et al., 2018). En 2010, le MPO a conclu dans une évaluation du stock que la biomasse de l’UD des eaux intérieures du sébaste aux yeux jaunes était au-dessous du PRL (Yamanaka et al., 2011) de l’approche de précaution du MPO. Le PRL par défaut est défini à 40 % de B_RMD, où B_RMD est la biomasse des individus matures correspondant au rendement maximal (captures) au fil du temps. Le PRL est quant à lui le niveau au-dessous duquel la productivité est suffisamment compromise pour causer de graves dommages à la ressource (DFO, 2009). Conformément à la politique du MPO, un plan de rétablissement doit être mis en œuvre lorsqu’un stock est jugé au-dessous du PRL. Les options proposées pour les plans de rétablissement des UD des eaux extérieures et des eaux intérieures ont été élaborées au moyen d’une approche d’évaluation de la stratégie de gestion (ESG). Un élément clé de cette approche est de créer des modèles des tendances démographiques qui englobent la gamme d’incertitudes entourant les paramètres du cycle vital dans le passé, par exemple la mortalité naturelle (M) et le taux d’exploitation, pour déterminer les trajectoires démographiques passées. Il s’agit de modèles opérationnels (MO). Ces MO fournissent les estimations de la biomasse qui sont utilisées pour déterminer les déclins des UD du sébaste aux yeux jaunes. L’approche de modélisation structurée selon l’âge qui a servi à générer ces MO a été comparée à l’approche fondée sur la production excédentaire utilisée dans Yamanaka et al. (2018) et Yamanaka et al. (2011). Les procédures de gestion (PG), qui regroupent diverses méthodes à données de surveillance, méthodes d’évaluation et règles de contrôle des prises, tenaient compte des incertitudes associées aux trajectoires démographiques futures. Le rendement des PG est évalué en fonction des points de référence des stocks, estimés dans les MO, ainsi que des objectifs de gestion. Les méthodes d’évaluation des tendances futures incluaient un modèle de prises selon l’âge, un modèle de production excédentaire et un modèle fondé sur l’indice de relevé. Comme l’approche d’ESG tient compte des incertitudes entourant les paramètres des modèles et évalue le rendement des PG, elle est plus robuste et préférable que les méthodes d’évaluation précédentes.

Il sera important pour le COSEPAC de tenir compte des PG adoptées ultérieurement lorsqu’il évaluera les menaces posées par la pêche et la probabilité de déclin des populations dans le futur. L’adoption d’une PG donnée aura lieu après d’autres consultations avec des gestionnaires des pêches, des Premières Nations et des intervenants du secteur des pêches. La politique de rétablissement du MPO prévoit un cycle d’examen de trois ans.

Utilisation de la biomasse des individus matures

La biomasse des individus mature, plutôt que le nombre d’individus matures, est utilisée pour estimer les déclins des UD du sébaste aux yeux jaunes. On s’attend à ce que l’exploitation réduise la taille corporelle, et, selon certaines données probantes (voir ci-dessous), cette réduction a déjà lieu au sein de l’UD des eaux extérieures. Le contexte de la désignation décrit dans IUCN 4.3.3 (IUCN, 2017) se lit comme suit : « Dans de nombreux taxons de poissons marins, le potentiel reproductif est étroitement lié à la taille corporelle. Étant donné que l’exploitation réduit habituellement l’âge moyen et la taille des individus, l’évaluation du déclin d’un taxon sur la base du nombre d’individus matures risque de sous-estimer la gravité du déclin. Il faut tenir compte de cet élément lorsqu’on évalue le déclin d’une population donnée. Une autre méthode possible consiste à estimer le déclin de la biomasse des individus matures au lieu de leur nombre lors de l’application du critère A; la biomasse est dans ce cas ‘un indice d’abondance adapté au taxon’ ».

UD des eaux extérieures

Approche d’évaluation de l’UD des eaux extérieures du sébaste aux yeux jaunes du MPO

Les MO visant l’UD des eaux extérieures étaient structurés selon l’âge et comportaient deux zones (nord et sud), dont les stocks étaient présumés indépendants et fermés, mais ayant une dynamique identique. Les connaissances actuelles sur le cycle vital corroborent l’hypothèse selon laquelle les stocks de ces zones sont indépendants et fermés puisque les taux de déplacement entre ces zones sont extrêmement bas après l’établissement des poissons sur les fonds rocheux (Drake et al., 2010; DFO, 2020a).

La séparation de la population des eaux extérieures en deux segments, nord et sud, servait à tenir compte des incertitudes entourant l’hypothèse de l’existence de différences en termes d’abondance et de taux d’exploitation entre les deux zones dans le passé. Au total, 4 MO sur les 24 scénarios de MO testés ont été utilisés pour décrire l’éventail des tendances démographiques passées et futures et les incertitudes dans chaque zone. Les MO testés étaient les suivants :

1. MO1 (modèle de référence) – estimation des tendances passées de 1918 à 2018, et utilisation de la limite supérieure de la série de données sur les prises commerciales et récréatives reconstituées (voir ci-dessous) ainsi que de la moyenne a priori de référence de la mortalité naturelle (M) de 0,0345/an. Ce modèle, considéré comme le plus plausible d’après les ajustements des données statistiques et les hypothèses les plus plausibles du point de vue biologique, constitue le MO de référence.
2. MO2 – estimation des tendances de 1960 à 2018, et utilisation de la limite inférieure de la série de données sur les prises commerciales et récréatives reconstituées (voir ci-dessous) ainsi que de la même valeur de M que dans le MO1.
3. MO3 – estimation des tendances de 1960 à 2018, et utilisation de la limite supérieure de la série de données sur les prises commerciales et récréatives reconstituées (voir ci-dessous) ainsi que de la moyenne a priori de référence de la mortalité naturelle (M) de 0,03/an.
4. MO4 – estimation des tendances de 1918 à 2018, et utilisation de la limite inférieure de la série de données sur les prises commerciales et récréatives reconstituées (voir ci-dessous) ainsi que de la même valeur de M que dans le MO1.

Les valeurs et les distributions des incertitudes de M utilisées dans cette analyse ont été choisies, car elles englobent l’incertitude entourant la valeur de M utilisée dans les évaluations des pêches, depuis les stocks du sébaste aux yeux jaunes les plus septentrionaux en Alaska jusqu’aux stocks les plus méridionaux dans l’État de Washington et en Californie (Cox et al., 2020). Les durées de génération sont celles utilisées dans le présent rapport.

On a pondéré le MO1 à 50 % et les MO2 à MO3 à 16,7 % pour évaluer les tendances démographiques globales de 1960 à 2018 (DFO, 2020a). Le MO1 et le MO4 ont été combinés (MO14), la pondération étant de 76 % pour le MO1 et de 24 % pour le MO4, pour estimer les tendances démographiques globales de 1918 à 2018 (Cox et al., 2020).

Les trajectoires de la biomasse de la zone nord à la zone sud ont été combinées, selon la pondération susmentionnée, pour déterminer les tendances de l’ensemble de l’UD des eaux extérieures pour chacune des quatre MO.

UD des eaux extérieures – entrée des données sur les prises passées

Comme les premiers registres de captures ne fournissent pas les débarquements de sébastes par espèce, les estimations de la biomasse pour la période allant de 1918 au milieu des années 1980 dépendent de l’extraction des prises estimées à partir des débarquements de tous les sébastes confondus. Cette reconstitution des captures pour calculer les prises passées de sébastes aux yeux jaunes est fondée sur les ratios de l’espèce dans les captures contemporaines. Diverses hypothèses ont été émises pour permettre ces reconstitutions. Toutes les hypothèses viennent avec leurs incertitudes, mais elles constituent les meilleures estimations possible compte tenu des données fournies. Haigh et Yamanaka (2011) fournissent une description complète des méthodes utilisées dans cette reconstitution. Le MPO a fourni les valeurs actualisées de la biomasse et des prises en vue de la présentation des résultats (Haggerty, comm. pers., 2020).

UD des eaux extérieures – entrée des données sur les prises

Les relevés aux lignes à hameçons qui ont fourni des données aux modèles étaient les suivants :

1. Relevés de la Pacific Halibut Management Association (PHMA) dans les zones du nord, du sud et du détroit de la Reine-Charlotte de 2006 à 2018. Toutefois, ces relevés n’ont pas été effectués tous les ans, et les zones n’ont pas non plus fait l’objet de relevés au cours des mêmes années (figure 10).
2. Relevés à grille fixe de la Commission internationale du flétan du Pacifique (IPHC) dans les zones du nord et du sud de 1998 à 2018. Ces relevés ont été réalisés annuellement dans le nord et le sud depuis 1998. C’est cependant depuis 2002 seulement qu’ils sont effectués de manière régulière dans chaque zone (figure 10). Le MPO a fourni d’autres mises à jour des données utilisées dans les évaluations des stocks antérieures (Haggerty, comm.pers., 2020).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Index scaled to mean = Indice (à l’échelle moyenne)
Outside North IPHC Survey = Relevé de l’IPHC dans la zone nord des eaux extérieures
Outside South IPHC Survey = Relevé de l’IPHC dans la zone sud des eaux extérieures
Outside North PHMA Survey = Relevé de la PHMA dans la zone nord des eaux extérieures
Outside South PHMA Survey = Relevé de la PHMA dans la zone sud des eaux extérieures
Outside North PHMA QCS Survey = Relevé de la PHMA dans le DRC des eaux extérieures

UD des eaux extérieures – variations de la structure selon la taille et l’âge

Les données issues de relevés à la palangre de l’IPHC (2003-2015) et de la PHMA (2006-2015) sur la côte centrale de la Colombie-Britannique ont permis de relever une baisse de 7 % de la longueur à la fourche (LF) moyenne et une baisse de 10 à 15 % de l’âge moyen des sébastes aux yeux jaunes capturés sur 10 à 13 ans dans l’UD des eaux extérieures (McGreer et Frid, 2017).

Cette tendance à la baisse de la taille sur la côte centrale de la province (UD des eaux extérieures) remonte plus loin dans le passé que les données des relevés de recherche. Une étude récente dans la même région a comparé la variation de la taille des sébastes aux yeux jaunes capturés par les pêcheurs autochtones à la ligne au cours de leur vie, des années 1950 à aujourd’hui (Eckert et al., 2017). Les résultats des relevés de recherche et des entrevues semi-structurées auprès de 42 participants autochtones étaient semblables en termes de périodes chevauchantes. L’étude a estimé la longueur médiane des sébastes pêchés dans le passé (durant la période de 1950 à 1989) à 84 cm, et la longueur médiane rapportée pour la période contemporaine (période de 2000 à 2015), à 46 cm (tableau 9).

Ces diminutions de taille ont coïncidé avec les améliorations technologiques qui ont permis aux participants de pêcher à des profondeurs plus élevées et dans des sites plus éloignés de leur collectivité (19 des 42 participants avaient changé de méthodes de pêche au fil du temps) (Eckert et al., 2017). La plupart des répondants (41 sur 42 personnes) ont également décrit une baisse du nombre de sébastes aux yeux jaunes et d’autres espèces de sébastes. Enfin, la plupart des participants ont indiqué que le déclin le plus marqué avait eu lieu entre 1980 et 2005 (Eckert et al., 2017).

UD des eaux extérieures – biomasse et abondance

La biomasse totale des individus matures obtenue au moyen des 4 MO variait d’environ 4 500 à 12 500 t. Si l’on présume qu’un individu pèse en moyenne 2 kg (Keppel et Olsen, 2019), cette biomasse se traduirait à plus de 2 millions d’individus matures dans l’UD des eaux extérieures.

UD des eaux extérieures – fluctuations et tendances

La biomasse de l’UD des eaux extérieures du sébaste aux yeux jaunes affiche des tendances à la baisse au fil du temps. Les taux de déclin de la population de 1918 à 2018 (environ 2,5 générations) variaient de 69 à 72 % pour les MO1 et MO4 pris individuellement et ensemble (MO14). Les taux de déclin de la population de 1960 à 2018 (environ 1,5 génération) variaient de 52 à 73 % pour tous les MO pris individuellement et ensemble. Les taux de déclin de la population de 1985 à 2018 (environ 4/5 génération) variaient de 38 à 68 % pour tous les MO pris individuellement et ensemble (figure 11).

Ces périodes correspondent aux périodes choisies pour les MO et à celles où d’importants changements ont été apportés aux pêches (figure 12).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Outside all OM = Tous les MO de l’UD des eaux extérieures
Mature biomass (,000 t) = Biomasse des individus matures (milliers de tonnes)
OM1, OM2, etc. = MO1, MO2, etc.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Outside OM1 = MO1 de l’UD des eaux extérieures
F (fishing mortality) = F (mortalité par pêche)
Mature biomass (,000 t) = Biomasse des individus matures (milliers de tonnes)
B_msy = B_RMD
F_msy = F_RMD

UD des eaux extérieures – sources d’incertitude

La force de l’approche d’ESG repose sur le fait que les MO sont conçus de manière à couvrir l’éventail des tendances de la dynamique et de la biomasse des populations, mais l’approche comporte certaines incertitudes dont le COSEPAC doit tenir compte lors de la désignation de statut.

Structure des modèles et tendance de la population – différences entre les évaluations

Le modèle utilisé dans l’évaluation de 2014 était basé sur la méthode de production excédentaire (Yamanaka et al., 2018), tandis que l’évaluation actuelle utilise une approche structurée selon l’âge (Cox et al., 2020). Le modèle de production excédentaire de l’évaluation de 2014 prédisait des déclins plus élevés (83 %) pour la période de 1920 (27 692 t) à 2014 (4 722 t) (Yamanaka et al., 2018) que l’évaluation actuelle (Cox et al., 2020). Le modèle de production excédentaire a estimé une biomasse plus élevée au début de la série chronologique et une biomasse plus faible (au-dessous du PRL) à la fin de la série que le MO1 de l’évaluation actuelle (au-dessus du PRL).

Incertitudes entourant les paramètres (Cox et al., 2020)

1. La durée de relevé et les données sur la composition selon l’âge couvrent moins d’une génération. La quantité limitée de données augmente l’importance d’inclure des scénarios qui couvrent la gamme d’incertitudes entourant les paramètres importants tels que M, qui influent sur les estimations de la biomasse.
2. Les relevés de l’IPHC et de la PHMA surestiment la catégorie d’âge 65+ et sous-estiment le déclin observé dans la zone sud.
3. Comme les relevés de l’IPHC ciblent le flétan, leur exactitude pour estimer les tendances de l’UD des eaux extérieures du sébaste aux yeux jaunes n’a pas été examinée au moyen d’autres approches de modélisation.
4. Des biais positifs apparents en faveur des jeunes dans les courbes de croissance estimées pourraient mener à la surestimation de la biomasse d’exploitation et à la sous-estimation de F.
5. Les données sur l’âge sont insuffisantes, ce qui crée de l’incertitude autour des fonctions de sélectivité des modèles de pêche.
6. À cause du manque de suivi dans les aires marines protégées, il n’a pas été possible de mener une évaluation de leur influence sur l’abondance et les tendances de la population.
7. De 1999 à 2018, la population a été pêchée de manière à ce que F reste toujours inférieur à F_RMD; or, la biomasse n’a pas augmenté de manière appréciable (figure 12).

UD des eaux extérieures – commentaires sur les critères du COSEPAC

Le principal relevé (IPHC) montre des déclins ou n’affiche aucune tendance de 2002 à 2018 (figure 10). Les déclins estimés de la biomasse des individus matures au cours des 2,5 dernières générations se maintiennent au-dessus de 50 % selon tous les MO (figure 11). Toutes les estimations de la biomasse sont actuellement au-dessus du PRL (figure 12). Les baisses de F jusqu’à des valeurs inférieures à F_RMD ont commencé en 1999. Toutefois, tous les MO et les indices observés indiquent que la biomasse des individus matures n’a pas augmenté depuis (voir par exemple le MO1 à la figure 12). La politique de rétablissement prévoit un cycle d’examen de trois ans et une réévaluation si des données probantes indiquent des circonstances exceptionnelles.

UD des eaux intérieures

Approche d’évaluation de l’UD des eaux intérieures du sébaste aux yeux jaunes du MPO

Une approche de modélisation recourant à une analyse de la réduction des stocks (ARS) structurée selon l’âge (DFO, 2020b) a été utilisée pour générer 6 MO (4 ensembles de référence et 2 ensembles de robustesse) en vue d’estimer les trajectoires démographiques passées. Cette structure de modèle diffère de la méthode de production excédentaire utilisée dans Yamanaka et al. (2011), qui ne tenait pas compte de la structure selon l’âge. Les procédures de gestion (PG), qui regroupent diverses méthodes à données de surveillance, méthodes d’évaluation et règles de contrôle des prises, tenaient compte des incertitudes associées aux trajectoires démographiques futures. Le rendement des PG est évalué en fonction des points de référence de l’approche de précaution du MPO (DFO, 2006) et des objectifs de gestion. Les tendances démographiques futures étaient fondées sur le modèle axé sur l’ARS, les paramètres déterminés au moyen du modèle des tendances démographiques passées de l’ARS et la variation de paramètres clés dans le futur, comme il est décrit ci-dessous.

Il est important pour le COSEPAC de tenir compte des PG adoptées ultérieurement lorsqu’il évaluera les menaces posées par la pêche et les déclins de la population dans le futur. L’adoption d’une PG donnée aura lieu après d’autres consultations avec des gestionnaires des pêches, des Premières Nations et des intervenants du secteur des pêches. La politique de rétablissement du MPO prévoit un cycle d’examen de trois ans pour gérer les incertitudes et les circonstances exceptionnelles qui entraînent des trajectoires non anticipées de la population dans le futur.

Six MO ont été utilisés pour décrire l’éventail des tendances démographiques passées et futures et les incertitudes dans chaque zone. Chaque MO a estimé les tendances passées de 1918 à 2019.

1. Le MO1 (référence) était le modèle standard sur lequel l’évaluation des effets des changements dans les paramètres était basée.
2. Le MO2 (faibles prises) testait la sensibilité à l’hypothèse d’un grand nombre de prises non déclarées de 1986 à 2005. Au lieu de doubler les données sur les prises nominales comme le fait le MO1, on a utilisé les prises nominales telles que déclarées dans le modèle.
3. Le MO3 (recrutement épisodique) testait l’effet d’épisodes de recrutement occasionnels, mais très importants.
4. Le MO4 (estimation de la sélectivité du relevé à la palangre sur fond dur [RPFD]) testait l’effet de l’utilisation du modèle axé sur l’ARS pour estimer la sélectivité des pêches d’après un très petit ensemble de données sur la composition selon l’âge.
5. Le MOA (faible M) testait l’effet d’une valeur de M équivalant à environ la moitié de celle utilisée dans les autres scénarios (distribution log-normale avec une moyenne de 0,025 et un écart-type de 0,2).
6. Le MOB (coefficient élevé du RPFD) testait l’effet de la baisse de précision des indices du RPFD futur par rapport au scénario de référence.

Les MO consistaient en 4 scénarios de MO de référence (MO1 à MO4) et de 2 MO considérés comme étant des ensembles de robustesse couvrant d’autres sources d’incertitude (MOA et MOB). Les MO de référence tiennent compte des incertitudes les plus importantes, tandis que les MO de robustesse examinent une gamme d’incertitudes plus vaste et illustrent des hypothèses de paramètres démographiques différentes de celles des MO de référence (DFO, 2020b).

Les distributions initiales des paramètres des MO sont expliquées à l’annexe D de Haggarty et al. (2020) et représentent les valeurs utilisées dans l’évaluation de 2010 (Yamanaka et al., 2011). M a été déterminé au moyen d’une distribution log-normale, avec une moyenne de 0,045 et un écart-type de 0,2. Tous les modèles sont considérés comme étant également plausibles. Pour tous les scénarios des MO, les prises reconstituées jusqu’à 1985 et les prises nominales depuis 1986 ont été doublées, comme l’avaient fait Yamanaka et al. (2011). Les modifications sont indiquées, le cas échéant. Les MO1, MO3 et MO6 utilisaient les mêmes paramètres pour les trajectoires démographiques passées. Toutefois, les modifications ci-dessous ont été apportées pour les trajectoires démographiques futures. Par conséquent, les résultats pour les MO1, MO3 et MO6 ont été combinés (MO136) pour les analyses des déclins passés.

UD des eaux intérieures – entrée des données sur les prises passées

Comme les premiers registres de captures ne fournissent pas les débarquements de sébastes par espèce, les estimations de la biomasse pour la période allant de 1918 au milieu des années 1980 dépendent fortement de l’extraction des prises estimées à partir des débarquements de tous les sébastes confondus. Cette reconstitution des captures pour calculer les prises passées de sébastes aux yeux jaunes est fondée sur les ratios de l’espèce dans les captures contemporaines. Haigh et Yamanaka (2011) fournissent une description complète des méthodes utilisées dans cette reconstitution. Le MPO a fourni d’autres mises à jour des données utilisées dans les évaluations des stocks (Haggerty, comm.pers., 2020).

UD des eaux intérieures – indices des relevés et de taux de prises

Les relevés à la palangre qui ont fourni des données aux fins d’ajustement des modèles étaient les suivants :

1. Captures par unité d’effort (CPUE) de pêches commerciales passées, qui ont fourni un indice d’abondance pour la période de 1986 à 2005. L’indice, à la baisse durant cette période (figure 13), fournissait un bon ajustement des tendances de la biomasse. Tous les résultats des modèles indiquaient que la biomasse des individus matures avait commencé à augmenter en 2002 (figure 14).
2. Données présentant la période la plus régulière et données biologiques qui proviennent du RPFD du sébaste côtier (annexe B d’Haggarty et al. [2020]). Ce relevé fournit les indices d’abondance et les données biologiques annuels depuis 2003 (sauf 2006 et 2017) (figure 14). Il indique un déclin depuis 2004 (valeur de p = 0,24) (figure 14).
3. Relevé dirigé de l’aiguillat commun, qui fournit un troisième indice d’abondance. Ce relevé est mené sporadiquement depuis 1986 (Haggarty et al., 2020), et l’indice qui en découle augmente depuis 2004 (valeur de p de 0,15) (figure 14). Des changements aux opérations de pêche et au type d’hameçon sont survenus en 2004. Le MPO a fourni d’autres mises à jour des données utilisées dans les évaluations des stocks (Haggerty, comm.pers., 2020).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Inside CPUE indices = Indices des CPUE dans les eaux intérieures
Index scaled to mean = Indice (à l’échelle moyenne)
Inside HBLL Survey = RPFD dans les eaux intérieures
Inside Dogfish Survey = Relevé à l’aiguillat commun dans les eaux intérieures

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Inside All OM = Tous les MO de l’UD des eaux intérieures
Mature biomass (,000 t) = Biomasse des individus matures (milliers de tonnes)
OMA, OM2, etc.= MOA, MO2, etc.

UD des eaux intérieures – biomasse et abondance

La biomasse totale des individus matures des 4 MO variait d’environ 500 à 4 500 t. Si l’on présume qu’un individu pèse en moyenne 2 kg (Keppel et Olsen, 2019), cette biomasse se traduirait à plus de 250 000 individus matures dans l’UD des eaux intérieures.

UD des eaux intérieures – fluctuations et tendances

La biomasse de l’UD des eaux intérieures du sébaste aux yeux jaunes a connu des tendances à la baisse au fil du temps. Les taux de déclin de la population de 1918 à 2019 (environ 2,5 générations) variaient de 71 à 88 % pour les MO1, MO3 et MO6 pris individuellement et étaient de 77 % pour tous les MO pris ensemble. Les taux de déclin de la population de 1960 à 2019 (environ 1,5 génération) variaient de 58 à 84 % pour tous les MO pris individuellement et étaient de 69 % pour tous les MO pris ensemble. Les taux de déclin de la population de 1985 à 2019 (environ 4/5 génération) variaient de 41 à 78 % pour chacun tous les MO pris individuellement et étaient de 59 % pour tous les MO pris ensemble. La probabilité que les taux de déclin de chacun de ces MO dépassent 70, 50 et 30 % variait de 0,43 à 0,99, de 0,87 à 0,99 et de 0,97 à 0,99, respectivement (figure 14). Ces périodes correspondent aux périodes choisies pour les MO et à celles où d’importants changements ont été apportés aux pêches (figure 15).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Inside OM1 = MO1 de l’UD des eaux intérieures
F (fishing mortality) = F (mortalité par pêche)
Mature biomass (,000 t) = Biomasse des individus matures (milliers de tonnes)
B_msy = B_rmd
F_msy = F_rmd

D’après chacune des PG examinées, la probabilité que la population demeure à 2 ou à 5 % au-dessus du PRL tout au long de la période de projection de 100 ans était de 0,99 (DFO, 2020b). Ce type d’analyse a été réalisé uniquement pour l’UD des eaux intérieures.

UD des eaux extérieures – sources d’incertitude

La force de l’approche d’ESG repose sur le fait que les MO sont conçus de manière à couvrir l’éventail des tendances de la dynamique et de la biomasse des populations, mais l’approche comporte certaines incertitudes dont le COSEPAC doit tenir compte lors de la désignation de statut.

Structure des modèles et tendances de la population

Le modèle utilisé dans l’évaluation de 2010 était basé sur la méthode de production excédentaire (Yamanaka et al., 2011), tandis que l’évaluation actuelle utilise une approche structurée selon l’âge (Haggarty et al., 2020). Le modèle de production excédentaire de l’évaluation de 2010 prédisait des déclins plus élevés (89 %) de la biomasse des individus matures pour la période de 1920 (6 685 t) à 2009 (761 t) (Yamanaka et al., 2018) que l’évaluation actuelle (Haggarty et al., 2020). Le modèle de production excédentaire a estimé une biomasse plus élevée au début de la série chronologique et une biomasse plus faible (au-dessous du PRL) à la fin de la série que le MO1 de l’évaluation actuelle (au-dessus du PRL).

Hypothèses concernant les paramètres

L’incertitude entourant les hypothèses sur les prises pour la période de 1985 à 2005 peut être évaluée par la comparaison des résultats du MO1 et du MO2. Les taux de déclin de la population et la probabilité que ces taux dépassent les valeurs critiques étaient semblables d’un MO à l’autre (figure 14), ce qui révèle un effet minimal du degré d’incertitude entourant les prises pour cette période sur les taux de déclin. Cependant, la probabilité que les taux de déclin dépassent 70 % était plus élevée dans le MO4, qui tient compte de l’incertitude entourant la sélectivité, que dans les MO1 et MO2, ce qui indique que cette incertitude est un paramètre important qu’il faut réduire (figure 14). L’incertitude entourant M avait l’effet le plus grand sur la probabilité que les taux de déclin dépassent 70 % (figure 14). En dépit de ces incertitudes, la probabilité que les taux de déclin dépassent 70 % est de plus de 50 % pour tous les MO, sauf le MO1. La probabilité que les taux de déclin dépassent 50 et 30 % est de plus de 80 % pour tous les MO.

Durée, réponses à la pression exercée par les pêches et contraste dans les données

La durée du relevé et les données sur la composition selon l’âge couvrent moins d’une génération, et il y a peu de contraste dans les données. Cette durée de relevé limitée fait augmenter le risque d’incertitude des paramètres importants et souligne l’importance d’inclure des scénarios qui tiennent compte des incertitudes (Haggarty et al., 2020).

Le manque de contraste dans les données fait croire à tort que la biomasse des individus matures est à la hausse depuis 2002. Si des données probantes révèlent que la hausse de la mortalité par pêche (F) cause un déclin de la biomasse (comparaison des CPUE de 1985 à 2005 à la figure 14 avec les tendances de F et de la biomasse à la figure 15), aucune donnée observée ne corrobore une hausse de la biomasse due au déclin de F ces dernières années (figure 13).

Protection

À cause du manque de suivi dans les aires marines, il n’a pas été possible de mener une évaluation de leur influence sur l’abondance et les tendances de la population (Haggarty et al., 2020, section 8.2).

UD des eaux intérieures – commentaires sur les critères du COSEPAC

Tous les MO estiment de manière constante des taux de déclin de plus de 50 % au cours des 100 dernières années (environ 2,5 générations).

Ils donnent tous une hausse de la biomasse depuis 2002 et des valeurs au-dessus des PRL estimés (figures 15 et 16). On estime que la valeur de F est inférieure à celle de F_RMD depuis 2000 et qu’elle est semblable aux valeurs se trouvant au début de la série chronologique (figure 15), mais l’indice du RPFD n’a pas augmenté depuis 2002 (figure 13). La politique de rétablissement prévoit un cycle d’examen de trois ans et une réévaluation si des données probantes indiquent des circonstances exceptionnelles.

Immigration de source externe – UD des eaux extérieures et des eaux intérieures

La repopulation de l’UD des eaux extérieures du sébaste aux yeux jaunes par la dispersion de larves venant d’individus adultes vivant à l’extérieur du Canada serait lente. Néanmoins, une immigration de source externe est possible, vu l’absence d’obstacles physiques apparents à la dispersion dans le milieu marin côtier des eaux extérieures. Le sébaste aux yeux jaunes se rencontre dans les zones côtières externes tant au nord qu’au sud de la Colombie-Britannique, et, selon des données génétiques, il y a une forte probabilité qu’au moins quelques déplacements ont lieu entre les régions côtières externes (Andrews et al., 2018). Actuellement, la population de l’Alaska est jugée en santé (Alaska Department of Fish and Game, 2018), alors que la population côtière externe de l’État de Washington, de l’Oregon et de la Californie est considérée comme surpêchée (Wallace, 2001; Wallace et al., 2006; Stewart et al., 2009).

La repopulation de l’UD des eaux intérieures du sébaste aux yeux jaunes par la dispersion de larves venant d’individus adultes de l’extérieur du Canada est possible, vu l’absence d’obstacles à la dispersion entre les eaux intérieures du Canada fréquentées par des sébastes et les eaux contiguës de la mer des Salish et de la baie Puget aux États-Unis (Andrews et al., 2018). D’après de nouvelles données génétiques, le National Marine Fisheries Service des États-Unis a récemment modifié les limites juridiquement reconnues de la population intérieure de sébastes aux yeux jaunes dans l’État de Washington (le segment de population distinct de la baie Puget/du bassin de Georgia) afin d’y inclure la totalité de l’aire de répartition de l’UD canadienne des eaux intérieures telle qu’elle est décrite ci-dessus (NOAA, 2017). Toutefois, comme le segment de population distinct de la baie Puget/du bassin Georgia est inscrit à titre d’espèce menacée aux États-Unis, la repopulation de l’UD canadienne des eaux intérieures grâce à des individus de la portion états-unienne de cette UD serait peu probable.

Menaces et facteurs limitatifs

L’impact des menaces a été évalué suivant le système unifié de classification des menaces de l’UICN-CMP (Union internationale pour la conservation de la nature et Partenariat pour les mesures de conservation), d’après le lexique sur la conservation de la biodiversité de Salafsky et al. (2008). Le calculateur des menaces a été rempli avant que le MPO ne termine ses réévaluations du sébaste aux yeux jaunes en 2020 (DFO, 2020a, b). Les caractéristiques du cycle vital pertinentes à l’évaluation des menaces figurent à l’annexe 1.

L’impact global des menaces qui pèsent sur chacune des UD des eaux extérieures et des eaux intérieures est moyen. La menace ayant l’impact le plus élevé (moyen) dans chacune des UD découle des taux d’exploitation actuels. Toutes les autres menaces avaient un impact négligeable ou inconnu, ou ne s’appliquaient pas (annexes 2 et 3). D’après l’impact moyen, la réduction de la biomasse estimée des 3 prochaines générations est de 3 à 21 % si les taux d’exploitation persistent au cours des 10 prochaines années.

Sources de données sur la récolte et règlements sur les pêches communs aux deux UD

Le long de la côte, on capture principalement le sébaste aux yeux jaunes à l’aide d’engins démersaux tels que les lignes à hameçons dans les pêches autochtone, récréative et commerciale dirigées ainsi que dans des prises accessoires (Yamanaka et al., 2006). La pêche est pratiquée depuis plus longtemps dans l’UD des eaux intérieures comprises entre l’île de Vancouver et le continent, où la population a crû rapidement au cours du siècle dernier, que dans l’UD des eaux extérieures. L’UD des eaux intérieures entière est facilement accessible par les pêcheurs récréatifs, contrairement à l’UD des eaux extérieures, dont de grandes portions ne sont accessibles qu’à bord de grands navires de pêche commerciale.

Le sébaste aux yeux jaunes est récolté dans les pêches commerciales depuis le début du XX^e siècle, d’après les récentes reconstitutions des captures, bien que les estimations jusqu’au milieu des années 1980 fassent l’objet d’un certain degré d’incertitude (voir les détails dans Haigh et Yamanaka [2011]).

Les estimations de la période du milieu des années 1980 à 1996 peuvent présenter une incertitude en raison de l’identification erronée de sébastes aux yeux jaunes dans les registres de pêches. En revanche, depuis 1996, année où la couverture complète par des observateurs en mer a été lancée, le degré de confiance de l’identification des sébastes aux yeux jaunes et d’autres sébastes dans les prises est élevé. Toutefois, la pêche au chalut dans les eaux intérieures, classée « option B », n’a pas d’observateurs (Keppel et Olsen, 2019).

Les captures commerciales les plus récentes de sébastes aux yeux jaunes proviennent des pêches commerciales dirigées au flétan du Pacifique et aux sébastes. Le sébaste aux yeux jaunes fait aussi partie des prises accessoires d’autres pêches commerciales dirigées, par exemple les pêches à l’aiguillat commun (Squalus acanthias), à la morue-lingue et au saumon, et, dans une mesure moindre, les pêches au chalut visant les crevettes et les poissons de fond et les pêches aux trappes visant les crevettes et la morue charbonnière (Anoplopoma fimbria). Les engins de type chalut, à cause de leur utilisation au-dessus du substrat (mi-profondeur) ou sur les substrats lisses (chalut de fond) ne capturent généralement pas de sébastes aux yeux jaunes.

Dans le cadre du Plan de gestion intégrée des pêches (PGIP), des plans de rétablissement ont été élaborés pour chaque UD. Le principal objectif est de reconstruire la population pour qu’elle sorte de la « zone critique » (biomasse > 0,4 biomasse au rendement maximal durable) selon un échéancier donné (DFO, 2018a). Ces plans de rétablissement seront revus en fonction des données scientifiques tirées des évaluations à jour (DFO, 2020a, b).

Les pêches commerciales sont gérées conformément aux mesures énoncées dans le PGIP (DFO, 2018a). Les mesures visant à améliorer la surveillance des prises commerciales sont les suivantes : surveillance intégrale (couverture à 100 %) en mer de toutes les pêches aux poissons de fond, et élimination des prises de sébastes non déclarées dans l’ensemble des pêches commerciales aux poissons de fond. En complément à la surveillance intégrale des chalutiers par les observateurs qui a déjà cours, on a mis en œuvre une surveillance vidéo des pêches aux lignes visant les poissons de fond, ce qui comprend les pêches dirigées au flétan du Pacifique, à l’aiguillat commun et aux sébastes. Les prises de toutes les flottilles sont limitées par un quota annuel ainsi que par des quotas propres à chaque navire (Keppel et Olsen, 2019).

Les mesures visant à améliorer les données sur les captures de la pêche récréative sont diverses : enquêtes par interrogation des pêcheurs, registres de prises des clients de pourvoiries et sondages en ligne (Keppel et Olsen, 2019). L’identification du sébaste aux yeux jaunes est parfois incertaine lors des enquêtes par interrogation des pêcheurs, surtout dans les données antérieures à 2000. Depuis 2000, les enquêteurs ont été formés à identifier les espèces de sébastes, et les enquêtes par interrogation des pêcheurs et les registres de prises de clients de pourvoiries sont aujourd’hui plus fiables. La récolte récréative est généralement déclarée en nombres d’articles (nombre d’individus), mais elle a été convertie en poids dans le présent rapport par la multiplication du nombre d’individus par 2 kg, soit le poids moyen estimé d’un poisson (Keppel et Olsen, 2019).

Parmi les changements apportés à la gestion figuraient l’élaboration de plans de rétablissement des stocks halieutiques pour réduire les prises de la pêche récréative initialement incluses, restreindre les captures de poissons de fond par la pêche récréative au moyen d’une limite de prises globale de sébastes et de limites de prises de sébastes aux yeux jaunes spécifiquement, limites qui varient d’une zone à l’autre. En 2016, les limites de prises quotidiennes de la pêche récréative au sébaste aux yeux jaunes avaient été réduites, passant de trois à deux par personne dans la région nord (Haida Gwaii, côte nord et côte centrale) et de deux à une dans la région de la côte sud. En 2017, les limites de la pêche récréative à toutes les espèces de sébastes combinées avaient été réduites, passant de cinq à trois dans la région nord et de trois à deux dans la région de la côte sud (DFO, 2018a). On a par ailleurs fait la promotion de l’amélioration de la déclaration des sébastes aux yeux jaunes et de la prévention des prises accessoires dans la pêche à la traîne visant le saumon (DFO, 2018a).

Menaces – UD des eaux extérieures

Menace 5 : Utilisation des ressources biologiques (impact moyen)

5.4. Pêche et récolte de ressources aquatiques (impact moyen)

La récolte totale dont fait l’objet l’UD des eaux extérieures, telle qu’elle est reconstituée par Yamanaka et al. (2018), laisse entrevoir une récolte annuelle actuelle découlant des prises accessoires et des pêches commerciale, autochtone et récréative de moins de 300 t, soit une baisse par rapport au pic de près de 2 000 t au début des années 1990. Les captures globales actuelles de sébastes aux yeux jaunes représentent seulement une fraction de ce qu’elles étaient dans le passé (figures 16 et 17). Toutefois, les taux d’exploitation depuis 1999 sont inférieurs à F_RMD et semblables à ceux de 1918 à 1989, alors qu’ils étaient supérieurs à F_RMD de 1990 à 1998 (figure12).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Biomass Yelloweye (tonnes) = Biomasse du sébaste aux yeux jaunes (tonnes)
Year = Année
Harvest Method = Méthode de récolte
Bycatch = Prises accessoires
Commercial and Aboriginal = Pêches commerciale et autochtone
Recreational = Pêche récréative
Total = Total

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Catch (t) = Captures (t)
Year = Année
Combined Fisheries = Toutes les pêches
PMFC = CPMP

Plans de rétablissement des stocks halieutiques – eaux extérieures

Les quotas de pêche dont fait l’objet l’UD des eaux extérieures ont baissé de 75 % en 2002. En 2016, un plan de rétablissement des stocks halieutiques visant le sébaste aux yeux jaunes des eaux extérieures a été mis œuvre dans le cadre du PGIP et avait pour objectif le rétablissement des stocks de l’UD des eaux extérieures entière ainsi que l’augmentation de la biomasse afin que l’UD n’ait plus le statut de « zone critique » dans un horizon de 15 ans, avec une probabilité de succès de 57 %.

Depuis 2018, il est interdit pour les pêcheurs récréatifs de conserver des sébastes aux yeux jaunes de l’UD des eaux extérieures, conformément au plan de rétablissement des stocks de sébastes (DFO, 2018a). Toutefois, la remise à l’eau obligatoire ne garantit pas pour autant l’absence de mortalité, les sébastes relâchés à la surface de l’eau ayant un taux de mortalité de 100 % à cause des effets du barotraumatisme.

Menaces – UD des eaux intérieures

Menace 5 : Utilisation des ressources biologiques (impact moyen)

5.4. Pêche et récolte de ressources aquatiques (impact moyen)

La récolte totale annuelle dont fait l’objet actuellement l’UD des eaux intérieures (pêches commerciale, récréative et autochtone, et prises accessoires) s’élève à moins de 10 t, ce qui représente une baisse par rapport au pic d’un peu plus de 200 t dans les années 1940 (figures 18 et 19). Toutefois, en raison de la biomasse réduite, les taux d’exploitation des périodes de 1918 à 1984 et de 2002 à 2019 sont inférieurs à F_RMD et de ceux de la période de 1985 à 2001 (figure 15).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Biomass Yelloweye (tonnes) = Biomasse du sébaste aux yeux jaunes (tonnes)
Year = Année
Harvest Method = Méthode de récolte
Aboriginal = Pêche autochtone
Commercial and bycatch = Pêche commerciale, y compris les prises accessoires
Recreational = Pêche récréative
Total = Total

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Biomass Yelloweye (tonnes) = Biomasse du sébaste aux yeux jaunes (tonnes)
Year = Année
Harvest Method = Méthode de récolte
Aboriginal = Pêche autochtone
Commercial and bycatch = Pêche commerciale, y compris les prises accessoires
Recreational = Pêche récréative
Total = Total

Plans de rétablissement des pêches – eaux intérieures

En 2002, la mise en œuvre de la Stratégie de conservation du sébaste côtier a considérablement abaissé les quotas des pêches commerciales. Les quotas pour l’UD des eaux intérieures du sébaste aux yeux jaunes (estimés par les secteurs d’exploitation des pêches du Pacifique 4B) ont diminué de 75 % en 2002. Ces quotas sont restés relativement stables depuis 2002.

Les aires marines protégées, appelées « aires de conservation des sébastes (ACS) » dans le cas des sébastes, protègent actuellement environ 28 % de l’UD des eaux intérieures (voir Protection et propriété de l’habitat ci-dessous). Toutefois, si la conformité des pêcheurs commerciaux est probablement très élevée, une récente étude donne à penser que celle des pêcheurs récréatifs est plutôt faible. Après l’établissement des ACS, aucun changement dans l’effort de pêche n’a été observé dans 83 % de celles-ci, et l’effort de pêche dans cinq ACS a même augmenté (Haggarty et al., 2016a). Il est possible qu’il y ait un manque de sensibilisation chez les pêcheurs récréatifs, mais cette sensibilisation pourrait s’améliorer à mesure que des limites sont ajoutées aux cartes et aux logiciels utilisés par les pêcheurs.

Autres menaces dans les deux UD

Négligeable

Menace 9. Pollution (impact négligeable)

9.1 Eaux usées domestiques et urbaines et 9.2 Effluents industriels et militaires (impact négligeable)

Il y a un possible problème de débordement d’eaux usées à Vancouver; les effets sont inconnus, mais probablement faibles. Il est probable qu’une portion de l’habitat n’est pas exposée.

9.3 Effluents agricoles et sylvicoles (impact négligeable)

Problèmes possibles avec les estacades flottantes, qui produisent des débris ligneux dans l’habitat.

Menace 10. Phénomènes géologiques (impact négligeable)

10.2 Tremblements de terre et tsunamis

Les conséquences d’un séisme en Alaska et d’un tsunami dans le port d’Alberni indiquent que le sébaste aux yeux jaunes pourrait être perturbé par les tsunamis. Les adultes seraient les plus vulnérables à cette menace.

Menace 7 : Modifications des systèmes naturels (impact inconnu)

7.3 Autres modifications de l’écosystème (impact inconnu)

Des sources importantes d’incertitude entourant le recrutement du sébaste aux yeux jaunes sont : les changements climatiques, y compris les conditions océaniques défavorables, qui entraînent des effets directs ou indirects sur le recrutement. Il y a très peu de connaissances directes ou indirectes sur l’influence des conditions océaniques sur le sébaste aux yeux jaunes par l’intermédiaire des interactions trophiques. La variabilité du recrutement et l’incertitude élevée qui entoure ce dernier pourraient mener à une variation de la force des cohortes, ce qui peut perturber la structure et la trajectoire des populations.

Menace 8 : Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (impact inconnu)

8.1 Espèces ou agents pathogènes exotiques (non indigènes) envahissants

Aucune prévision connue liée aux eaux de lest.

8.2 Espèces ou agents pathogènes indigènes problématiques

Aucune donnée n’indique clairement qu’un changement dans les populations de pinnipèdes, de saumons ou d’épaulards influerait sur le sébaste aux yeux jaunes.

Menace 11 : Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (inconnu)

Les conditions océaniques défavorables dues aux changements climatiques pourraient être un facteur atténuant qui contribue à la dispersion vers des lieux non propices au recrutement, mais les données actuelles ne sont pas suffisantes pour aborder cette hypothèse.

11.3 Températures extrêmes (impact inconnu)

Les larves et les adultes pourraient être touchés par les changements de température. Des températures élevées pourraient en effet mener à une mortalité due à l’hypoxie. Les connaissances directes sur cette menace sont peu nombreuses en ce qui concerne le sébaste aux yeux jaunes.

11.4 Tempêtes et inondations (impact inconnu)

Facteurs limitatifs

Le sébaste aux yeux jaunes fait partie des espèces de sébastes les plus grands et les plus longévifs, et il est aussi de ceux qui atteignent la maturité le plus tardivement (Love et al., 2002). Le taux de mortalité naturelle chez l’espèce est faible (estimée à 0,045; tableau 8). Les populations affichant ces attributs présentent un long temps de rétablissement, et ce, même après que l’impact de la pêche a cessé (Yamanaka et al., 2011, 2017). Le rétablissement lent du sébaste aux yeux jaunes est illustré par les résultats de récents relevés à l’intérieur et immédiatement à l’extérieur des ACS en Colombie-Britannique (Haggarty et al., 2016b). Dans le cadre de cette étude, on a surtout observé des juvéniles et des subadultes (< 50 cm) à l’intérieur et à l’extérieur de ces ACS 3 à 7 ans après leur établissement, ce qui porte à croire que la création de zones d’interdiction de prises ne sera probablement pas bénéfique pour les populations reproductrices avant plusieurs années. Aucune étude évaluant l’impact de ces aires sur le rétablissement de la population n’a été réalisée depuis Haggarty et al. (2016 b).

Nombre de localités

Le terme « localité » renvoie à une zone particulière du point de vue écologique et géographique dans laquelle un seul phénomène menaçant peut affecter rapidement tous les individus présents. Si la pêche peut affecter rapidement tous les individus si elle dépasse les taux d’exploitation durable définis (surpêche), cette probabilité est faible. Pour le sébaste aux yeux jaunes, on estime que le taux d’exploitation est actuellement au-dessous des taux de surpêche. Par conséquent, il est peu probable que la pêche puisse affecter rapidement tous les sébastes aux yeux jaunes. Le concept de localités n’est donc pas applicable aux UD des eaux intérieures et des eaux extérieures du sébaste aux yeux jaunes.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

La population états-unienne de sébastes aux yeux jaunes contiguë à l’UD canadienne des eaux intérieures (segment de population distinct de la baie Puget/du bassin de Georgia) est désignée à titre d’espèce menacée (threatened) aux termes de l’Endangered Species Act des États-Unis (NOAA, 2010). De plus, le National Marine Fisheries Service des États-Unis a récemment modifié les limites juridiquement reconnues du segment de population distinct de la baie Puget/du bassin de Georgia afin d’y inclure désormais la totalité de l’aire de répartition de l’UD canadienne des eaux intérieures du Pacifique (NOAA, 2017). En vertu de l’Endangered Species Act des États-Unis 414 mi² d’habitat essentiel dans la partie états-unienne du segment de population distinct de la baie Puget/du bassin de Georgia sont protégés (NOAA, 2017). Au Canada, le COSEPAC (COSEWIC, 2008) a désigné les deux UD du sébaste aux yeux jaunes « espèces préoccupantes » en 2008 et les a inscrites à la liste des espèces préoccupantes de l’annexe 1 de la LEP en 2011.

Statuts et classements non juridiques

Plusieurs aires marines protégées visent à protéger l’habitat du sébaste aux yeux jaunes : aires de conservation des sébastes (ACS), secteurs de pêche fermés dans les récifs d’éponges, aires marines nationales de conservation (AMNC) et secteurs de pêche au chalut de fond restreints (figure 20). Une description plus détaillée des fermetures que celle qui suit (renfermant d’autres cartes à petite échelle) se trouve dans Keppel et Olsen (2019).

Les ACS protègent actuellement environ 28 % de l’habitat des eaux intérieures et 20 % de l’habitat des eaux extérieures des sébastes (Yamanaka et Logan, 2010; Siegle et al., 2013; figure 20). Pour déterminer l’efficacité des ACS à stimuler les populations de sébastes aux yeux jaunes, il faudra assurer un suivi à long terme, étant donné les caractéristiques du cycle vital de l’espèce ainsi que les périodes intermittentes de taux de recrutement élevés apparents.

Une autre voie de protection découle de la fermeture de secteurs de pêche dans les récifs d’éponges siliceuses des détroits d’Hécate et de la Reine-Charlotte (UD des eaux extérieures; figure 20) ainsi que de la création de la zone de protection marine (ZPM) du mont sous-marin Bowie. Les secteurs de pêche dans les récifs d’éponges siliceuses (UD des eaux intérieures) ont d’abord été fermés à la pêche au chalut de fond visant les poissons de fond en 2002. La fermeture a ensuite été renforcée par des restrictions touchant la taille et les engins en 2006 et en 2007, puis une ZPM de 2 410 km² a été créée en février 2017 (Keppel et Olsen, 2019). Il est maintenant interdit de pratiquer toute activité de pêche commerciale en contact avec le fond, y compris la pêche aux poissons de fond avec des lignes à hameçons, dans cette ZPM.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Marine Conservation Initiatives in the Pacific Region = Initiatives de conservation marine dans la Région du Pacifique
Current Marine Conservation Initiatives= Initiatives de conservation marine en cours
Endeavour MPA= ZPM Endeavour
Gwaii Haanas NMCA= AMNC Gwaii Haanas
Gwaii Haanas Strict Protection Zones= Zones de protection intégrale Gwaii Haanas
Hecate Strait/Queen Charlotte Sound MPA= ZPM du détroit d’Hécate/bassin de la Reine-Charlotte
Northern Shelf Bioregion MPA Network= Réseau d’aires marines protégées – biorégion du plateau nord
Offshore Pacific Seamounts and Vents Closure= Monts sous-marins et évents hydrothermaux du Pacifique – fermeture de secteurs de pêche
Offshore Pacific AOI= SI extracôtier du Pacifique
Sgaan Kinghlas-Bowie Seamount MPA = ZPM du mont sous-marin SGaan Kinghlas-Bowie
Scott Islands Marine NWA= RNF en milieu marin des Îles-Scott
Strait of Georgia and Howe Sound Glass Sponge Reefs Conservation Areas= Aires de conservation des récifs d’éponges siliceuses dans le détroit de Georgia et la baie Howe
Rockfish Conservation Areas= Aires de conservation du sébaste
Future Marine Conservation Initiatives= Initiatives de conservation marine à venir
Southern Strait of Georgia NMCA= AMNC du détroit de Georgia Sud
Some or all fisheries may be closed in portions or all of the marine conservation areas, depending on the conservation objectives for the area= Une partie ou la totalité des pêches peuvent être fermées dans certaines portions ou dans l’ensemble des aires marines de conservation, selon les objectifs de conservation de l’aire
USA= É.-U.A.
Northern Shelf Bioregion= Biorégion du plateau nord
British Columbia = Colombie-Britannique
Vancouver island = île de Vancouver
Pacific ocean = océan Pacifique
For illustrative Purposes Only = À titre indicatif seulement
Produced by the Sustainable Fisheries Framework Unit, Fisheries Management, Pacific Region= Carte produite par l’Unité du Cadre pour la pêche durable, Gestion des pêches, région du Pacifique.

D’autres fermetures dans des récifs d’éponges ont été mises en œuvre dans le détroit de Georgia et la baie Howe en 2015 (UD des eaux intérieures; figure 20). Toutes les activités de pêche commerciales et récréatives en contact avec le fond sont ainsi interdites sur 27 km². Les pêches autochtones en contact avec le fond à des fins alimentaires, sociales et rituelles ont également été fermées dans ces zones en 2016 (Keppel et Olsen, 2019).

La création de la ZPM du mont sous-marin SGaan Kinghlas-Bowie (UD des eaux extérieures), désignée en 2008, a entraîné l’interdiction de toutes les pêches commerciales depuis 2008. La Première Nation des Haïdas et le gouvernement du Canada ont par la suite accru la protection en interdisant dans le deuxième secteur toutes les pêches commerciales en contact avec le fond en 2018 (DFO, 2018b).

Dans la réserve de parc national de conservation et site du patrimoine haïda Gwaii Haanas, six secteurs (UD des eaux extérieures) sont fermés aux pêches commerciale et récréative, ce qui assure également une protection (figure 20; DFO, 2018a).

Enfin, grâce à la restriction imposée dans les secteurs de pêche au chalut de fond en 2012 (UD des eaux extérieures), la perturbation de l’habitat a été limitée. Le secteur où le chalutage de fond est autorisé est plus petit de 21 % que ce qu’il était dans le passé (Keppel et Olsen, 2019).

Remerciements et experts contactés

De nombreuses personnes ont fourni une rétroaction et de l’information pour le présent rapport : Dana Haggarty, K. Lynne Yamanaka, Elise Keppel, Karine Robert, et tous les autres participants aux processus du MPO et du COSEPAC qui ont apporté des données importantes et un contexte additionnel. Alejandro Frid et Madeline McGreer, de la Central Coast Indigenous Resource Alliance, ont fourni des données supplémentaires sur les préférences du sébaste aux yeux jaunes en matière d’habitat.

Sources d’information

Alaska Department of Fish and Game. 2018. Yelloweye Rockfish Species Profile. [consulté en juillet 2019]. (en anglais seulement)

Andrews, K., K. Nichols, et A. Elz, N. Tolimieri, C.J. Harvey, R. Pacunski, D. Lowry, K.L. Yananaka, et D.M. Tonnes. 2018. Cooperative research sheds light on population structure and listing status of threatened and endangered rockfish species. Conservation Genetics 19(4): 865-878.

Bjorkstedt, E.P., L.K. Rosenfeld, B.A. Grantham, Y. Shkedy, et J. Roughgarden. 2002. Distributions of larval rockfishes Sebastes spp. across nearshore fronts in a coastal upwelling region. Marine Ecology Progress Series 242:215–228.

Boehlert, G., et M. Yoklavich. 1984. Reproduction, Embryonic Energetics, and the Maternal Fetal Relationship. Biological Bulletin 167:354–370.

Cox, S.P., B. Doherty, A.J. Benson, S.D.N. Johnson, et D.R. Haggarty. 2020. Evaluation of potential rebuilding strategies for Outside Yelloweye Rockfish in British Columbia. DFO Canadian Science Advisory Secretariat Research Document 2020/069 viii + 135 p. [Également disponible en français : Cox, S.P., Doherty, B., Benson, A.J., Johnson, S.D.N. et Haggarty, D.R. 2020. Évaluation des stratégies de rétablissement possibles pour le sébaste aux yeux jaunes des eaux extérieures de la Colombie-Britannique. Secr. can. de consult. sci. du MPO, Doc. de rech 2020/069. ix + 151 p.]

COSEWIC. 2008. COSEWIC assessment and status report on the Yelloweye Rockfish Sebastes ruberrimus, Pacific Ocean inside waters population and Pacific Ocean outside waters population, in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada. Ottawa. vii + 75 pp. [Également disponible en français : COSEPAC. 2008. Évaluation de Rapport de situation du COSEWIC sur le sébaste aux yeux jaunes (Sebastes ruberrimus), population des eaux intérieures de l’océan Pacifique et population des eaux extérieures de l’océan Pacifique, au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. viii + 83 p.]

COSEWIC. 2020. Operations and procedures manual. Appendix F5. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada. Ottawa. [Également disponible en français : COSEPAC. 2020. Manuel des opérations et des procédures. Annexe F5. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa.]

DFO 2006. A Harvest Strategy Compliant with the Precautionary Approach. Canadian Science Advisory Secretariat Science Advisory Report 2006/023. [Également disponible en français : MPO 2006. Stratégie de pêche en conformité avec l’approche de précaution. Secrétariat canadien de consultation scientifique, avis scientifique 2006/23.]

DFO 2009. Development of a Framework and Principles for the Biogeographic Classification of Canadian Marine Areas. DFO Canadian Science Advisory Secretariat Science Advisory Report 2009/056. [Également disponible en français : MPO. 2009. Élaboration d’un cadre et de principes pour la classification biogéographique des zones marines canadiennes. Secr. can. de consult. sci. du MPO, Avis sci. 2009/056.]

DFO. 2018a. Integrated Fisheries Management Plans | Pacific Region | Fisheries and Oceans Canada. [consulté en juillet 2019]. [Également disponible en français : MPO. 2018a. Plans de gestion intégrée des pêches | Région du Pacifique | Pêches et Océans Canada.]

DFO. 2018 b. SGaan Kinghlas-Bowie Seamount MPA. Fisheries and Oceans Canada. [consulté en juillet 2019]. [Également disponible en français : MPO. 2018 b. La ZPM du mont sous-marin SGaan Kinghlas-Bowie. Pêche et Océans Canada.]

DFO. 2020a. Evaluation of Potential Rebuilding Strategies for Outside Yelloweye Rockfish in British Columbia. DFO Canadian Science Advisory Secretariat Science Advisory Report 2020/024. [Également disponible en français : MPO. 2020a. Évaluation des stratégies de rétablissement possibles pour le sébaste aux yeux jaunes des eaux extérieures de la Colombie-Britannique. MPO Secrétariat canadien de consultation scientifique, avis scientifique 2020/024.]

DFO. 2020b. Evaluation of Management Procedures for the Inside Populations of Yelloweye Rockfish Rebuilding Plan in British Columbia. DFO Canadian Science Advisory Secretariat Science Advisory Report 2020/056. [Également disponible en français : MPO 2020 b. Évaluation des procédures de gestion pour le plan de rétablissement de la population de sébaste aux yeux jaunes des eaux intérieures en Colombie-Britannique. MPO Secrétariat canadien de consultation scientifique, avis scientifique 2020/056.]

Drake, J.S., E.A. Berntson, J.M. Cope, R.G. Gustafson, E.E. Holmes, P.S. Levin, et G.D.Williams. 2010. Status Review of Five Rockfish Species in Puget Sound, Washington: Bocaccio (Sebastes paucispinis), Canary Rockfish (S. ruberrimus), Yelloweye Rockfish (S. ruberrimus), Greenstriped Rockfish (S. elongatus), and Redstripe Rockfish (S. proriger). NOAA Technical Memorandum NMFS-NWFSC-108.

Eckert, L.E., N.C. Ban, A. Frid, et M. McGreer. 2017. Diving back in time: Extending historical baselines for Yelloweye Rockfish with Indigenous knowledge. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 2017:1-9

Ford, J.K., et G.M. Ellis. 2006. Selective foraging by fish-eating killer whales Orcinus orca in British Columbia. Marine Ecology Progress Series 316:185-199.

Forrest, R.E., M.K. McAllister, M.W. Dorn, S.J.D. Martell, et R.D. Stanley. 2010. Hierarchical Bayesian estimation of recruitment parameters and reference points for Pacific rockfishes (Sebastes spp.) under alternative assumptions about the stock-recruit function. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences. 67: 1611-1634.

Gertseva, V. et J.M. Cope. 2017. Stock assessment of the Yelloweye rockfish (Sebastes ruberrimus) in state and Federal waters off California, Oregon and Washington. Pacific Fishery Management Council, Portland. Or. https://www.pcouncil.org/wp-content/uploads/2017/12/Yelloweye_rockfish_2017_Final.pdf [consulté en juillet 2019]. (actuellement pas un lien actif)

Haggarty, D.R. comm. pers. 2020. Correspondance par courriel adressée à R. Claytor, juin 2020, responsable de l’évaluation des sébastes, Station biologique du Pacifique, Pêches et Océans Canada, 3190 Hammond Bay Road, Nanaimo (Colombie-Britannique).

Haggarty, D.R., S.J.D. Martell, et J.B. Shurin. 2016a. Lack of recreational fishing compliance may compromise effectiveness of Rockfish Conservation Areas in British Columbia. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 73:1587–1598.

Haggarty, D.R., J.B. Shurin, et K.L. Yamanaka. 2016b. Assessing population recovery inside British Columbia’s Rockfish Conservation Areas with a remotely operated vehicle. Fisheries Research 183:165–179.

Haggarty, D., K. Lotterhos, et J. Shurin. 2017. Young-of-the-year recruitment does not predict the abundance of older age classes in Black Rockfish in Barkley Sound, British Columbia, Canada. Marine Ecology Progress Series 574:113–126.

Haggarty, D.R., Q.C. Huynh, R.E. Forrest, S.C. Anderson, M.J. Bresch, E.A. Keppel. 2020, sous presse. Evaluation of potential rebuilding strategies for Inside Yelloweye Rockfish (Sebastes ruberimus) in British Columbia. DFO DFO Canadian Science Advisory Secretariat Research Document 2020/nnn v + 139 p.

Haigh, R., et K.L. Yamanaka. 2011. Catch history reconstruction for rockfish (Sebastes spp.) caught in British Columbia coastal waters. Canadian Technical Report of Fisheries and Aquatic Science 2943: viii + 124 p., Fisheries and Oceans Canada.

Hamel, O.S. 2015. A method for calculating a meta-analytical prior for the natural mortality rate using multiple life history correlates. ICES Journal of Marine Science 72(1): 62-69.

Hoenig, J.M. 1983. Empirical Use of Longevity Data to Estimate Mortality Rates. Fishery Bulletin 82, no. 1 (1983).

Hyde, J.R., et R.D. Vetter. 2007. The origin, evolution, and diversification of rockfishes of the genus Sebastes (Cuvier). Molecular Phylogenetics and Evolution 44:790–811.

IUCN Standards and Petitions Subcommittee. 2017. Guidelines for using the IUCN Red List Categories and Criteria. Version 13. Prepared by the Standards and Petitions SuB.C.ommittee. http://www.iucnredlist.org/documents/RedListGuidelines.pdf [consulté en juillet 2019]. [Également disponible en français : Sous-comité des normes et des pétitions de l’UICN. 2017. Lignes directrices pour l’utilisation des catégories et critères de la Liste rouge de l’UICN. Version 13. Élaborées par le Sous-comité des normes et des pétitions. https://nc.iucnredlist.org/redlist/content/attachment_files/RedListGuidelines_FR.pdf.] (actuellement pas un lien actif)

Johns, G.C. et J.C. Avise. 1998. Tests for ancient species flocks based on molecular phylogenetic appraisals of Sebastes rockfishes and other marine fishes. Evolution 52: 1135-1146.

Jones, R. 1999. Haida names and utilization of common fish and marine mammals. Pages 39–48 in N. Haggan and A. Beattie, editors. Back to the Future: Reconstructing the Hecate Strait Ecosystem. Fisheries Centre Research Reports 7(3). 65 p.

Kendall, A.W. 2000. An historical review of Sebastes taxonomy and systematics. Marine Fisheries Review 62(2): 1-23.

Keppel, E.A., comm. pers. 2019. Correspondance par courriel adressée à Ross Claytor, juillet 2019, Pêches et Océans Canada, Station biologique du Pacifique, 3190, Hammond Bay Road, Nanaimo (Colombie-Britannique) V9T 6N7.

Keppel, E.A., et N. Olsen. 2019. Pre-COSEWIC review of Yelloweye Rockfish (Sebastes ruberrimus) along the Pacific coast of Canada: biology, distribution and abundance trends. Canadian Science Advisory Secretariat Research Document 2019/014.

Kokita, T., et M. Omori. 1999. Long distance dispersal of larval and juvenile rockfish, Sebastes thompsoni, with drifting seaweed in the Tohoku area, northwest Pacific, estimated by analysis of otolith microstructure. Bulletin of Marine Science 65:105–118.

Kramer, D.E., et V.M. O’Connell. 1995. Guide to Northeast Pacific rockfishes: genera Sebastes and Sebastolobus. Alaska Sea Grant College Program, University of Alaska. Fairbanks, Alaska

Lamb, A., et P. Edgell. 2010. Coastal fishes of the Pacific Northwest. Harbour Publishing, Madeira Park, BC

Lance, M. M., W.Y Chang, S.J. Jeffries, S.F. Pearson, et A. Acevedo-Gutiérrez. (2012). Harbor seal diet in northern Puget Sound: implications for the recovery of depressed fish stocks. Marine Ecology Progress Series, 464, 257-271.

LeBrasseur, R. 1970. Larval fish species collected in zooplankton samples from the northeastern Pacific Ocean. Page 47 p. Technical report (Fisheries Research Board of Canada); 175.

Li, Z., A.K. Gray, M.S. Love, T. Ashida, et A.J. Gharrett. 2006. Phylogeny of members of the rockfish (Sebastes) subgenus Pteropodus and their relatives. Canadian Journal of Zoology 84: 527-536.

Living Oceans. (2019). DFO Marine Bioregions. [consulté en juillet 2019].

Loeb, V., M.M. Yoklavich, et G. Cailliet. 1995. The importance of transport processes in recruitment of rockfishes (Genus Sebastes) to nearshore areas of Monterey Bay, California. Pages 79–95. Moss Landing Mar. Lab. R/F-142, 1991-94.

Love, M.S., M.H. Carr, et L.J. Haldorson. 1991. The ecology of substrate-associated juveniles of the genus Sebastes. Environmental Biology of Fishes 30:225–243.

Love, M. S., M.M. Yoklavich, et L.K. Thorsteinson. 2002. The rockfishes of the northeast Pacific. University of California Press, Berkeley.

Love, M.S., M. Yoklavich, et L. Thorsteinson. 2002. The Rockfishes of the Northeast Pacific. University of California Press, Berkley. 405p.

Magnuson-Ford, K., T. Ingram, D.W. Redding, et A.Ø. Mooers. 2009. Rockfish (Sebastes) that are evolutionarily isolated are also large, morphologically distinctive and vulnerable to overfishing. Biological Conservation 142:1787–1796.

Markel, R., K. Lotterhos, et C. Robinson. 2017. Temporal variability in the environmental and geographic predictors of spatial-recruitment in nearshore rockfishes. Marine Ecology Progress Series 574:97–111.

McAllister, M.K., et J.K. Ianelli. 1997. Bayesian stock assessment using catch-age data and the sampling - importance resampling algorithm. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 54: 284-300.

McAllister, M.K., E.K. Pikitch, et E.A. Babcock. 2001. Using demographic methods to construct prioris for the intrinsic rate of increase in the Schaefer model and implications for stock rebuilding. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 58: 1871-1890.

McGreer, M., et A. Frid. 2017. Declining size and age of rockfishes ( Sebastes spp.) inherent to Indigenous cultures of Pacific Canada. Ocean & Coastal Management 145:14–20.

Mecklenburg, C.W., T A. Mecklenburg, et L.K. Thorsteinson. 2002. Fishes of Alaska. American Fisheries Society, Bethesda, Md.

Miller, J. A., et A.L. Shanks. 2004. Ocean-estuary coupling in the Oregon upwelling region: abundance and transport of juvenile fish and of crab megalopae. Marine Ecology Progress Series 271:267–279.

Mills, K. L., T. Laidig, S. Ralston, et W.J Sydeman. 2007. Diets of top predators indicate pelagic juvenile rockfish (Sebastes spp.) abundance in the California Current System. Fisheries Oceanography, 16(3), 273-283.

Moser, H.G., et G.W. Boehlert. 1991. Ecology of pelagic larvae and juveniles of the genus Sebastes. Environmental Biology of Fishes 30:203–224.

Murie, D., D. Parkyn, B. Clapp, et G. Krause. 1994. Observations on the Distribution and Activities of Rockfish, Sebastes Spp, in Saanich Inlet, British-Columbia, from the Pisces-Iv Submersible. Fishery Bulletin 92:313–323.

NOAA. 2010. Final Rule to List the Puget Sound/ Georgia Basin DPS as Threatened Under the ESA. [consulté en juillet 2019].

NOAA. 2017. Final Rule Amending the Listing Description for the Yelloweye Rockfish DPS. [consulté en juillet 2019].

O’Connell, V.M., et D.W. Carlile. 1993. Habitat-Specific Density of Adult Yelloweye Rockfish Sebastes-Ruberrimus. Fishery Bulletin 91:304–309.

Olesiuk, PF., M.A. Bigg, G.M. Ellis, S.J. Crockford, et R.J. Wigen. 1990. An assessment of the feeding habits of harbour seals (Phoca vitulina) in the Strait of Georgia, British Columbia, based on scat analysis. Canadian Technical Report of Fisheries and Aquatic Sciences. No. 1730 135 p.

Powles, H., V. Vendette, R. Siron, et R. O’Boyle. 2004. Proceedings of the Canadian Marine Ecoregions Workshop. Canadian Science Advisory Secretariat Proceedings Serial. 2004/016 : 47 pp. [Également disponible en français : Powles, H., V. Vendette, R. Siron et R. O’Boyle. 2004. Compte rendu de l’atelier sur les écorégions marines du Canada. Secrétariat canadien de consultation scientifique. Compte rendu 2004/016 : 47 p.]

Richards, L. J. 1986. Depth and habitat distributions of three species of rockfish (Sebastes) in British Columbia: observations from the submersible PISCES IV. Environmental Biology of Fishes 17:13–21.

Rocha-Olivares, A. 1998. Molecular evolution, systematics, zoogeography, and levels of intraspecific genetic differentiation in the species of the subgenus Sebastomus, Sebastes (Scorpaeniformes, Teleostei) using mitochondrial DNA sequence data. Ph.D. dissertation. University of San California, San Diego.

Rosenthal, R.J., V.M. O' Connell, et M.C. Murphy. 1988. Feeding ecology of 10 species of rockfishes (Scorpaenidae) from the Gulf of Alaska. California Fish and Game, 74(1), 16-37.

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

Seeb, L. 1986. Biochemical systematics and evolution of the scorpaenid genus Sebastes. Ph.D. dissertation. University of Washington, Seattle. 176p.

Siegle, M.R., E.B. Taylor, K.M. Miller, R.E. Withler, et K.L. Yamanaka. 2013. Subtle Population Genetic Structure in Yelloweye Rockfish (Sebastes ruberrimus) Is Consistent with a Major Oceanographic Division in British Columbia, Canada. PLOS ONE 8:e71083.

Steiner, R.G. 1979. Food habits and species composition of neritic reef fishes off Depoe Bay, Oregon, Mémoire de maîtrise ès sciences, Oregon State Univ.

Stewart, I.J., J.R. Wallace, et C. McGilliard. 2009. Status of the U.S. Yelloweye Rockfish resource in 2009. https://www.pcouncil.org/wp-content/uploads/2009_yelloweye_assessment_SAFE_version.pdf [consulté en juillet 2019]. (actuellement pas un lien actif)

Then, A.Y., J.M. Hoenig, N.G. Hall., D.A. Hewitt. 2014. Evaluating the predictive performance of empirical estimators of natural mortality rate using information on over 200 fish species. ICES Journal of Marine Science, 72(1), 82-92.

Toquaht Nation. 2020. Maa-nulth Final Agreement. http://www.toquaht.ca/maa-nulth-final-agreement/ [consulté en décembre 2020]. (actuellement pas un lien actif)

Wallace, F.R. 2001. Status of the Yelloweye Rockfish resource in 2001 for northern California and Oregon waters. Page 86. Appendix to Status of the Pacific Coast Groundfish Fishery through 2001 and Recommended Acceptable Catches for 2002, Pacific Fishery Management Council. [consulté en juillet 2019]. (en anglais seulement)

Wallace, F.R., T.-S. Tsou, T. Jagielo, et Y.W. Cheng. 2006. Status of Yelloweye Rockfish (Sebastes ruberrimus) off the US West Coast in 2006. Pacific Fisheries Management Council, Portland, OR. [consulté en juillet 2019]. (en anglais seulement)

Wyllie-Echeverria, T. 1987. Thirty-four species of California rockfishes: maturity and seasonality of reproduction. Fishery Bulletin 85:229–250.

Yamanaka, K. L. 2005. Data Report for the Research Cruise Onboard the CCGS John P. Tully et the F/V Double Decker to Bowie Seamount and Queen Charlotte Islands July 31st to August 14th 2000. Canadian Data Report of Fisheries and Aquatic Sciences. 1163: vii + 46p.

Yamanaka, K. L., L.C. Lacko, R. Withler, C. Grandin, J.K. Lochead, J.C. Martin, N. Olsen, et S. Wallace. 2006. A review of Yelloweye Rockfish Sebastes ruberrimus along the Pacific coast of Canada: biology, distribution and abundance trends. DFO Canadian Science Advisory Secretariat Research Document. 2006/076. x + 54p.

Yamanaka, K.L., et G. Logan. 2010. Developing British Columbia’s Inshore Rockfish Conservation Strategy. Marine and Coastal Fisheries 2:28–46.

Yamanaka, K.L., M.K. McAllister, P.F. Olesiuk, M.-P. Etienne, S. Obradovich, et R. Haigh. 2011. Stock Assessment for the inside population of Yelloweye Rockfish (Sebastes ruberrimus) In British Columbia, Canada for 2010. DFO Canadian Science Advisory Secretariat Research Document. 2011/129. xiv + 131 p.

Yamanaka, K.L., M.M. McAllister, M.-P. Etienne, A.M. Edwards, et R. Haigh. 2018. Stock Assessment for the Outside population of Yelloweye Rockfish (Sebastes ruberrimus) for British Columbia, Canada in 2014. DFO Canadian Science Advisory Secretariat Research Document. 2018/001.

Yoklavich, M., et G. Boehlert. 1991. Uptake and Utilization of C-14 Glycine by Embryos of Sebastes-melanops. Environmental Biology of Fishes 30:147–153.

Yoklavich, M., J. Loeb, M. Nishimoto, et B. Daly. 1996. 1996. Nearshore assemblages of larval rockfishes and their physical environment off central California during an extended El Niño event, 1991-1993. Fishery Bulletin 94:766–782.

Yoklavich, M.M., H.G. Greene, G.M. Cailliet, D.E. Sullivan, R.N. Lea, et M.S. Love. 2000. Habitat associations of deep-water rockfishes in a submarine canyon: an example of a natural refuge. Fishery Bulletin 98:625–641.

Yu, F., comm. pers. 2020. Correspondance par courriel adressée à R. Claytor, juin 2020, responsable de l’évaluation des sébastes, Station biologique du Pacifique, Pêche et Océans Canada, 3190 Hammond Bay Road, Nanaimo (Colombie-Britannique).

Sommaire biographique des rédacteurs du rapport

Chris Neufeld est directeur associé de l’éducation, au Bamfield Marine Sciences Centre, où il donne des cours de premier cycle et de cycle supérieur depuis 2010, notamment le cours d’écologie des communautés côtières, et le cours d’écologie et de dynamique des populations marines. Avant de se joindre au Bamfield Marine Sciences Centre, M. Neufeld a enseigné l’écologie, l’évolution et le comportement animal à l’Université Quest, selon un apprentissage par l’expérience axé sur l’étudiant. Titulaire d’un doctorat en écologie et en biologie environnementale de l’Université de l’Alberta, M. Neufeld mène des recherches postdoctorales aux Friday Harbor Laboratories de l’Université de Washington. Il a rédigé 13 publications scientifiques revues par des pairs sur des sujets tels que la biogéographie des îles, la plasticité morphologique et les effets écologiques des espèces introduites.

Stacey Hrushowy a récemment obtenu une maîtrise de l’Université Simon Fraser, et elle est actuellement auxiliaire à l’enseignement au Bamfield Marine Sciences Centre.

Collections examinées

Aucune.

Annexe 1. Événements importants du cycle vital et stades visés par les menaces

Événements importants du cycle vital et stades visés par les menaces

1. Événement du cycle vital : naissance – nutriments et énergie transférés directement à l’embryon
   1. Période et (étendue) typiques : gestation : 1-2 mois, naissance entre avril et septembre, pic en mai et juin
   2. Habitat : les larves absorbent le sac vitellin, puis se nourrissent de phytoplancton et de zooplancton dans les 10 à 50 mètres supérieurs de la colonne d’eau
2. Événement du cycle vital : développement larvaire
   1. Période et (étendue) typiques : 1-2 mois si l’on se fonde sur d’autres espèces de sébastes
   2. Habitat : les larves se nourrissent de nauplius de copépodes et d’œufs d’invertébrés, avant de passer à des proies de plus grande taille telles que les copépodites, les copépodes adultes, le zooplancton (dont les euphausiacés) et le phytoplancton dans la couche de mélange supérieure (< 300 m). Elles sont dispersées par des mécanismes de transport physique. Les larves (de 20 à 70 mm) se développent et deviennent des juvéniles pélagiques (20-70 mm) avant de s’établir dans les habitats benthiques. On a observé des concentrations de larves de Sebastes sur le talus et le plateau continentaux, à l’ouest d’Haida Gwaii, jusqu’à une distance de 300 milles marins de la côte (LeBrasseur, 1970). La composition de la microstructure des otolithes semble indiquer que la distance de dispersion du sébaste noir (Sebastes melanops) est inférieure à 120 km (Miller et Shanks, 2004). Toutefois, on ignore la distance de dispersion réelle du sébaste aux yeux jaunes.
3. Événement du cycle vital : juvéniles – établissement sur le fond
   1. Période et (étendue) typiques : 6-9 mois (de 3 à 9 cm)
   2. Habitat : les juvéniles se nourrissent d’abord de crustacés, puis de proies de plus grande taille, avant de se tourner vers les invertébrés planctoniques à benthiques. Généralement, les sébastes juvéniles s’établissent dans des habitats côtiers à fond dur, à des profondeurs moins élevées que leurs adultes conspécifiques. Chez les sébastes, le recrutement dépend en grande partie du succès pendant les stades larvaire et juvénile pélagique et l’établissement benthique. Des sébastes aux yeux jaunes juvéniles et subadultes ont été observés dans une vaste gamme de profondeurs (de 10 à 180 m, la majorité des individus se trouvant à 40-100 m).
4. Adultes en maturation et adultes matures
   1. Événement du cycle vital : en maturation et matures – répartition dans les profondeurs
   2. Période et (étendue) typiques : vie adulte; l’âge à maturité varie d’une population à l’autre. Le recrutement à la pêche commence à 1-3 ans.
   3. Habitat : Les sébastes changent de profondeur. Ainsi, les individus âgés (de grande taille) ont tendance à occuper des profondeurs plus élevées. À l’intérieur de leur fourchette de profondeurs spécifique, les sébastes se déplacent sans direction précise en eaux littorales et migrent vers des lieux précis très prévisibles.
5. Événement du cycle vital : adultes – fraie
   1. Période et (étendue) typiques : La valeur 50 de l’UD des eaux intérieures est de 21 ans chez les mâles et de 19 ans chez les femelles. La valeur A₅₀ de l’UD des eaux extérieures est de 21 ans chez les mâles et de 16 ans chez les femelles. La fraie a lieu en novembre et peut se prolonger pendant les mois d’hiver. Chaque femelle s’accouple avec plusieurs mâles et peut conserver le sperme avant la fécondation.
   2. Habitat : L’habitat se trouve à une profondeur allant de dizaines à des centaines de mètres; la reproduction est annuelle, mais jusqu’à 30 % des individus peuvent sauter une année. Le sébaste aux yeux jaunes est une espèce à ponte fractionnée : de 5 à 25 % des œufs sont libérés à la fois. Généralement, il peut s’écouler de 2 à 6 jours entre les fraies. Le succès reproductif est en fonction de la taille (plus élevé quand les individus sont de grande taille).

Annexe 2. Calculateur des menaces – population des eaux extérieures

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème

Sebastes ruberrimus (sébaste aux yeux jaunes) : UD2 – eaux extérieures

Identification de l’élément

Sans objet

Code de l’élément

Sans objet

Date

Sans objet

Évaluateur(s) :

Dwayne Lepitzki (animateur), Kelly Andrews, Ross Claytor, Ian Fleming, Alejandro Frid, Lea Gelling, Dana Haggarty, Dave Kulka, Bruce Leaman, Lynn Lee, Chris Neufield, Karine Robert, Kevin Romanin, Margaret Treble, Greg Wilson, Jennifer Yakimishyn, Bev McBride (Secretariat)

Références :

Ébauche du calculateur pour l’UD1 (population des eaux intérieures) préparé par Chris et Ross; rapport du COSEPAC (6 mois); téléconférence du 30 janvier 2019; calculateur des menaces pour l’UD1 présenté à la téléconférence et utilisé comme modèle pour l’UD2 (eaux extérieures)

Impact global des menaces attribué :

C = moyenne

Justification de l’ajustement de l’impact :

Sans objet

Impact global des menaces – commentaires

Estimation révisée de la durée de génération = 39 ans. Chez le sébaste aux yeux jaunes, le taux de recrutement et la taille des cohortes sont variables. À cause de cette variabilité, à laquelle s’ajoutent la longue durée de génération et la maturation tardive, il est probable que l’espèce mette du temps à se rétablir de déclins démographiques et qu’elle ne s’adapte pas rapidement aux conditions environnementales changeantes. Les estimations de la modélisation de la biomasse des individus matures indiquent un déclin global sur 100 ans (environ 2,5 générations) de 69 à 72 % pour l’UD des eaux extérieures.

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

Annexe 3. Calculateur des menaces – population des eaux intérieures

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème

Sebastes ruberrimus (sébaste aux yeux jaunes) : UD1 – eaux intérieures

Identification de l’élément

Sans objet

Code de l’élément

Sans objet

Date

Sans objet

Évaluateur(s) :

Dwayne Lepitzki (animateur), Kelly Andrews, Ross Claytor, Ian Fleming, Alejandro Frid, Lea Gelling, Dana Haggarty, Dave Kulka, Bruce Leaman, Lynn Lee, Chris Neufield, Karine Robert, Kevin Romanin, Margaret Treble, Greg Wilson, Jennifer Yakimishyn, Bev McBride (Secretariat)

Références :

Ébauche du calculateur pour l’UD1 (population des eaux intérieures) préparé par Chris et Ross; rapport du COSEPAC (6 mois); téléconférence du 30 janvier 2019; calculateur des menaces pour l’UD1 présenté à la téléconférence et utilisé comme modèle pour l’UD2 (eaux extérieures)

Impact global des menaces attribué :

C = moyen

Justification de l’ajustement de l’impact :

Sans objet

Impact global des menaces – commentaires

Estimation révisée à 41 ans. Chez le sébaste aux yeux jaunes, le taux de recrutement et la taille des cohortes sont variables. À cause de cette variabilité, à laquelle s’ajoutent la longue durée de génération et la maturation tardive, il est probable que l’espèce mette du temps à se rétablir de déclins démographiques et qu’elle ne s’adapte pas rapidement aux conditions environnementales changeantes. Selon les estimations de la modélisation, la biomasse de l’UD des eaux intérieures a décliné de 68-88 % de 1918 à 2019 (~ 2,5 générations).

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