Ours blanc (Ursus maritimus) en Ontario : programme de rétablissement

Titre official : Programme de rétablissement de l’ours blanc (Ursus maritimus) en Ontario 2011

Série de Programmes de rétablissement de l’Ontario
Programme de rétablissement préparé en vertu de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition.

Ministère des Richesses naturelles

À propos de la Série de Programmes de rétablissement de l’Ontario

Cette série présente l’ensemble des programmes de rétablissement préparés ou adoptés à l’intention du gouvernement de l’Ontario en ce qui concerne l’approche recommandée pour le rétablissement des espèces en péril. La Province s’assure que la préparation des programmes de rétablissement respecte son engagement de rétablir les espèces en péril en vertu de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD 2007) et de l’Accord pour la protection des espèces en péril au Canada.

Qu’est-ce que le rétablissement

Le rétablissement des espèces en péril est le processus par lequel le déclin d’une espèce en voie de disparition, menacée ou disparue du pays est arrêté ou inversé et par lequel les menaces qui pèsent sur cette espèce sont éliminées ou réduites de façon à augmenter la probabilité de survie à l’état sauvage.

Qu’est-ce qu’un programme de rétablissement

En vertu de la LEVD 2007, un programme de rétablissement fournit les meilleures connaissances scientifiques disponibles quant aux mesures à prendre pour assurer le rétablissement d’une espèce. Un programme de rétablissement présente de l’information sur les besoins de l’espèce en matière d’habitat et sur les types de menaces à la survie et au rétablissement de l’espèce. Il présente également des recommandations quant aux objectifs de protection et de rétablissement, aux méthodes à adopter pour atteindre ces objectifs et à la zone qui devrait être prise en considération pour l’élaboration d’un règlement visant l’habitat. Les paragraphes 11 à 15 de la LEVD 2007 présentent le contenu requis et les délais pour l’élaboration des programmes de rétablissement publiés dans cette série.

 

Après l’inscription d’une espèce sur la Liste des espèces en péril en Ontario, des programmes de rétablissement doivent être préparés dans un délai d’un an pour les espèces en voie de disparition et de deux ans pour les espèces menacées. Une période de transition de cinq ans (jusqu’au 30 juin 2013) est prévue pour l’élaboration des programmes de rétablissement visant les espèces menacées et en voie de disparition qui figurent aux annexes de la LEVD 2007. Des programmes de rétablissement doivent obligatoirement être préparés pour les espèces disparues de l’Ontario si leur réintroduction sur le territoire de la province est jugée réalisable.

Et ensuite

Neuf mois après l’élaboration d’un programme de rétablissement, un énoncé de réaction est publié. Il décrit les mesures que le gouvernement de l’Ontario entend prendre en réponse au programme de rétablissement. La mise en œuvre d’un programme de rétablissement dépend de la collaboration soutenue et des mesures prises par les organismes gouvernementaux, les particuliers, les collectivités, les utilisateurs des terres et les partenaires de la conservation.

Pour plus d’information

Pour en savoir plus sur le rétablissement des espèces en péril en Ontario, veuillez visiter la page Web des espèces en péril du ministère des Richesses naturelles à l’adresse : Espèces en péril

Remerciements

Le présent programme de rétablissement est le fruit d’une collaboration entre des chercheurs scientifiques, des chercheurs en sciences sociales, des organismes de conservation, des communautés autochtones, les gouvernements provinciaux et le gouvernement fédéral. Nous souhaitons remercier tous ceux et toutes celles qui ont agi à titre de conseillers dans l’élaboration du présent programme (ces intervenants sont identifiés à la page iii).

Merci aux membres de la communauté de la Première Nation de Fort Severn, qui ont organisé le deuxième atelier sur le Programme de rétablissement de l’ours blanc en Ontario et qui ont partagé leurs connaissances et leurs points de vue. Nous souhaitons également remercier Tommy Miles, qui a assuré la traduction de l’anglais au cri, ainsi que l’Institut de recherche Keewaytinook Okimakanak (IRKO), Brian Walmark et Gerry Garland, qui ont fourni la technologie ayant permis de relier à distance les autres participants.

Nous souhaitons également remercier ceux et celles qui ont examiné les versions provisoires du programme de rétablissement, dont Cheryl Chetkiewcz, Andrew Derocher, Allan Edelsparre, chef Matthew Kakekaspan, Harvey Lemelin, Martha Dowsley, Tommy Miles, Edward Morris, Martyn Obbard, Justina Ray, Gregory Thiemann, Ed Morris, Chris Chenier, Geoff York, Rachel Vallender, Paul Johanson, Graham Bryan, Angela Darwin, Tania Morais, Liz Sauer, Christina Rohe, Ken Tuininga, Brian Hutchinson, Don Sutherland, Emma Taylor, Paul Sampson, Jenny Gleeson, Ken Abraham, Kevin Middel, Greg Lucking, Maria de Almeida, Chris Heydon, Patrick Hubert, Bree Walpole et Kate Lillicrap, ainsi que de nombreux autres examinateurs anonymes. Nous tenons aussi à remercier Andrea Hebb, de Conservation de la nature Canada, pour l’élaboration de la figure 3.

Enfin, nous remercions chaleureusement Dan Kraus, de Conservation de la nature Canada, ainsi que Martyn Obbard et Bree Walpole, du ministère des Richesses naturelles de l’Ontario, pour leurs conseils et leur expertise.

Déclaration

Le programme de rétablissement de l’ours blanc a été élaboré conformément aux exigences de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD). Il a pour objet de conseiller le gouvernement de l’Ontario, d’autres compétences responsables et les nombreuses parties concernées par le rétablissement de l’espèce.

Ce programme de rétablissement ne représente pas nécessairement l’opinion de toutes les personnes qui ont fourni des conseils ou qui ont participé à sa préparation ni les positions officielles des organismes auxquels ces personnes sont associées.

Les buts, les objectifs et les méthodes de rétablissement présentés dans le programme se fondent sur les meilleures connaissances disponibles et pourraient être modifiés au fur et à mesure que de nouveaux renseignements deviennent disponibles. La mise en œuvre du présent programme est assujettie aux crédits, aux priorités et aux contraintes budgétaires des compétences et organisations participantes.

La réussite du rétablissement de l’espèce dépendra de l’engagement et de la collaboration d’un grand nombre de parties concernées qui participeront à la mise en œuvre des recommandations formulées dans le présent programme.

Compétences responsables

Ministère des Richesses naturelles de l’Ontario
Environnement et Changement climatique Canada – Service canadien de la faune

Sommaire

L’ours blanc (Ursus maritimus), ou Wabusk en cri, est le plus grand carnivore terrestre au monde. On le retrouve partout dans l’Arctique circumpolaire, dans l’hémisphère nord. Les zones côtières de la baie d’Hudson et de la baie James, en Ontario, comptent environ 900 individus, et ces ours constituent la population d’ours blanc la plus au sud de la planète. L’ours blanc est inscrit sur la liste des espèces en péril en Ontario (EEPEO) et est désigné « espèce préoccupante » aux termes de la Loi sur les espèces en péril (LEP) du gouvernement fédéral.

La répartition des ours blancs en Ontario repose principalement sur deux facteurs : le type et la répartition des glaces de mer, et la densité et la répartition des phoques. Bien que l’ours blanc vit sur la terre ferme pendant une partie de l’année, il réalise plusieurs fonctions essentielles (p. ex. alimentation et reproduction) sur la glace de mer. Les trois éléments les plus importants de l’habitat de l’ours blanc sont les tanières de mise bas des femelles, les aires d’alimentation printanière et les haltes migratoires automnales. Les aires d’alimentation printanière se trouvent sur la glace de mer, alors que les sites de mise bas et les haltes migratoires se trouvent sur la terre ferme. L’ours blanc est présent en forte densité le long de la côte ontarienne de la baie d’Hudson et de la côte ouest de la baie James, au nord d’Attiwapiskat, pendant la saison libre de glaces, soit généralement entre la mi-juillet et novembre. Ce secteur est crucial pour l’espèce puisqu’il constitue un point de rassemblement et de repos pour les mâles et les femelles non gravides. Pour ce qui est de la mise bas en Ontario, l’ourse blanche s’installe généralement dans des palses, des eskers, des crêtes de plage élevées et des bancs de tourbe à l’intérieur des terres, à quelque 120 kilomètres du littoral. Les travaux de recherche indiquent une certaine fidélité aux aires globales de mise bas, mais pas nécessairement aux tanières individuelles.

L’altération de l’habitat de l’ours blanc attribuable aux changements climatiques et l’accroissement de la mortalité provoquée par les interactions entre les humains et les ours constituent les plus grandes menaces pour l’ours blanc en Ontario. Les changements climatiques entraîneront une perte d’habitat sur les glaces de mer et des habitats de mise bas. Ces changements auront des répercussions principalement sur la survie des oursons et des ours plus âgés. La perte d’habitat et de sources d’alimentation en raison des changements climatiques contribuera à l’accroissement des interactions entre les humains et les ours. Or, celles-ci peuvent menacer la sécurité tant des ours blancs que des humains. Bien que les niveaux actuels de récolte de l’ours blanc semblent être durables, il est possible que la récolte devienne non durable dans la sous-population du sud de la baie d’Hudson.

Le but du rétablissement de l’ours blanc en Ontario consiste à assurer une sous-population viable capable de survivre dans un environnement en évolution et de satisfaire les utilisations traditionnelles de l’ours blanc par les communautés cries côtières.

Les objectifs de rétablissement sont les suivants :

• réduire les répercussions des changements climatiques en Ontario;
• déterminer l’habitat de l’ours blanc en Ontario, le protéger et le cogérer de façon adaptative;
• réaliser des travaux de recherche afin de combler les lacunes dans les connaissances et de favoriser le rétablissement et la protection de l’ours blanc et de son habitat; 
• maximiser la participation des Cris et de l’Ontario à la gestion intergouvernementale de l’ours blanc et à la recherche dans l’écorégion de la baie d’Hudson et de la baie James; 
• élaborer et mettre en œuvre des stratégies de surveillance efficaces de l’ours blanc, y compris la surveillance communautaire; 
• réduire au minimum la mortalité accessoire des ours blancs;
• améliorer la communication et le partage d’information avec les communautés cries côtières et les groupes d’intervenants sur la biologie et la gestion de l’ours blanc;
• explorer des activités viables, durables et complémentaires à la récolte traditionnelle existante de l’ours blanc. 

Il est recommandé que le littoral de l’Ontario, de la frontière du Manitoba jusqu’à la pointe Ekwan dans la baie James, ainsi qu’une bande de 5 kilomètres se prolongeant à l’intérieur des terres soient désignés en tant qu’habitat dans le règlement sur l’habitat de l’ours blanc, en vertu de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition. La communauté de Fort Severn, y compris une zone de 5 kilomètres autour de celle-ci, devrait être exclue de la zone désignée dans le règlement sur l’habitat, car il s’agit d’un habitat inapproprié pour l’ours blanc en raison du développement humain (c.-à-d. logements et infrastructures communautaires, aéroport et site d’enfouissement).

Au-delà de la côte, les tanières actives et les éléments du paysage qui sont inoccupés, mais qui semblent propices à la mise bas, devraient également être désignés en tant qu’habitat de l’ours blanc. Les palses de plus de 1,5 mètre de haut, les eskers, les crêtes de plage surélevées et les bancs de tourbe entourant les lacs à moins de 120 kilomètres de la côte devraient être désignés en tant qu’habitat. Il est également recommandé qu’une bande de 500 mètres tout autour des tanières actives soit aussi désignée en tant qu’habitat de l’ours blanc afin de réduire au minimum le risque d’abandon des tanières. La zone située entre les rivières Winisk et Severn est particulièrement importante pour la mise bas en raison de la forte densité de palses appropriés dans la région.

On s’attend à ce que les besoins de l’ours blanc en matière d’habitat évoluent avec les changements climatiques. La dépendance de l’ours blanc à l’égard des zones terrestres devrait s’accroître avec la fonte précoce de la glace de mer à l’été et la formation tardive de celle-ci à l’automne. Les principaux aspects de l’habitat terrestre qui devraient changer sont la fonte et l’incapacité des palses à se former, et l’augmentation de la fréquence et de l’intensité des feux de forêt. Ainsi, il est recommandé que l’utilisation qui est faite de l’habitat par l’ours blanc fasse l’objet d’un examen tous les quinze ans par des experts scientifiques et des représentants des communautés cries côtières.

Les conseils des communautés cries côtières fondés sur leurs connaissances, perspectives et pratiques uniques seront primordiaux pour les activités de protection et de rétablissement de l’ours blanc. Dans la mise en œuvre des recommandations formulées dans le présent programme de rétablissement, l’Ontario devrait tenir compte des droits ancestraux et issus de traités qui sont protégés en vertu de l’article 35 de la Loi constitutionnelle de 1982 et respecter toute obligation de consulter les peuples autochtones lorsque ses actes risquent d’enfreindre des droits issus de traités ou ancestraux établis ou potentiels.

1. Renseignements généraux

1.1. Évaluation et statut de l’espèce

Nom français : Ours blanc
Nom scientifique : Ursus maritimus
Statut selon la liste des EEPEO : Espèce menacée
Historique dans la liste des EEPEO : Espèce menacée (2009), espèce préoccupante (2004)
Historique des évaluations du COSEPAC : Espèce préoccupante (2008, 2002, 1999, 1991), non en péril (1986)
Statut selon l’annexe 1 de la LEP : Annexe 1, espèce préoccupante (2011)

Cotes de conservation :

• COTE G : G3
• COTE N : N3
• COTE S : S3

La signification des abréviations ci-dessus est définie dans le glossaire.

1.2 Description et biologie de l’espèce

Description de l’espèce

L’ours blanc (Ursus maritimus), ou Wabusk en cri, est le plus grand carnivore terrestre au monde et l’espèce la plus imposante de toute la famille des ours (Ursidae) (Stirling, 1988; Stirling, 1992). On remarque un dimorphisme sexuel de taille marqué chez l’ours blanc, les mâles pouvant peser jusqu’à 800 kg et atteindre une longueur totale de 2,6 mètres^{Note de bas de page 1}  (DeMaster et Stirling, 1981; Derocher et al., 2005), et les femelles pouvant peser jusqu’à 400 kg et atteindre une longueur totale de 2,5 mètres (Amstrup, 2003).

La fourrure de l’ours blanc est dépourvue de pigments, mais elle semble blanche car ses poils réfléchissent la lumière (DeMaster et Stirling, 1981). Pendant les mois d’été, le pelage de l’ours blanc prend souvent une teinte jaunâtre ou blanc cassé en raison d’une décoloration ou d’une oxydation attribuable au soleil (DeMaster et Stirling, 1981). La peau de l’ours blanc est noire, ce qui contribue à l’absorption de la chaleur émise par le soleil (Stirling, 1988). L’ours blanc se distingue également des autres espèces d’ours par son corps allongé, son long cou, ses petites oreilles, sa tête et son museau étroits et les cuspides surélevées de ses dents molariformes (Stirling, 1988).

Biologie de l’espèce

On décrit l’ours blanc comme une espèce qui dépend de la glace de mer – notamment pour se nourrir, se reproduire et se déplacer (Gleason et Rhode, 2009). Dans les régions plus septentrionales, l’ours blanc peut s’alimenter toute l’année sur la banquise. Dans leur aire de répartition méridionale, les ours blancs sont obligés de regagner la terre ferme pendant la saison sans glace (habituellement de la mi-juillet à novembre). La sous-population^{Note de bas de page 2}  installée dans la partie sud de la baie d’Hudson est considérée comme étant la population d’ours blanc la plus au sud de toute la planète, et celle-ci doit, pendant l’été, trouver refuge dans la portion continentale de l’Ontario, sur la rive sud de la baie d’Hudson, ou dans des îles de la baie James. L’ours blanc est un très bon nageur (Stirling, 1988; Ferguson et al., 2001; Amstrup, 2003; Gleason et Rode, 2009; Regehr et al., 2010), mais on l’aperçoit rarement en train de nager loin de la terre ferme ou des glaces (de 4,9 à 75,3 km, et de 22 à 349 km, respectivement [Monnett et Gleason, 2006]).

L’ours blanc est le plus carnivore de tous les ours (Stirling, 1988). Ses principales proies sont le phoque annelé et le phoque barbu (Pusa hispida et Erignathus barbatus, respectivement) (Stirling, 1974; Stirling et McEwan, 1975; Smith, 1980; Stirling et Øritsland, 1995; Derocher et al., 2002; Thiemann et al., 2008; Cherry et al., 2011), bien que d’autres proies marines aient été documentées (Russell, 1975; Smith, 1985; Calvert et Stirling, 1990; Smith et Sjare, 1990; Stirling et Øritsland, 1995; Reynolds et Rommel, 1999; Derocher et al., 2002; Dyck et Kebreab, 2009). Thiemann et al. (2008) ont découvert que le régime alimentaire de l’ours blanc dans le sud de la baie d’Hudson est principalement composé de phoques annelés (dans une proportion supérieure à 80 %) et de phoques barbus et de phoques communs (Phoca vitulina), dans une moindre proportion (10 à 15 %). Il a été démontré qu’il existe une corrélation positive entre la densité des phoques annelés et la densité des ours blancs (Stirling et Øritsland, 1995).

Sur la terre ferme, l’ours blanc puise en grande partie son énergie à même ses réserves de graisse. Cependant, son régime alimentaire est complété par des aliments terrestres, dont une multitude de variétés de baies, le castor du Canada (Castor canadensis), la bernache du Canada (Branta canadensis) et l’oie des neiges (Chen caerulescens) (Russell, 1975; Derocher et al., 1993; Kakekaspan et al., 2010; Lemelin et al., 2010). Bien qu’il y ait certaines exceptions, il semble que très peu d’aliments terrestres soient absorbés dans les tissus de l’ours blanc (Ramsay et Hobson, 1991; Hobson et Stirling, 1997; Hobson et al., 2009; Peacock et al., 2010).

Bien que l’ours blanc chasse tout au long de l’année, ses techniques et son taux de succès varient en fonction de la saison (COSEWIC, 2008). Il est le plus actif pendant le printemps et le début de l’été, lorsque les phoques, et plus spécifiquement les phoques juvéniles, sont les plus abondants sur la glace de mer. Les phoques annelés aménagent leurs tanières de mise bas en creusant dans les amoncellements de neige qui se forment au-dessus des trous de respiration. Les petits naissent entre la fin mars et le début d’avril (Smith, 1987). Bien que les structures de neige camouflent les phoques annelés des autres prédateurs, l’ours blanc détecte les tanières grâce à son odorat, et il creuse dans celles-ci pour capturer les phoques et leurs petits (Smith et Stirling, 1975, 1978). Au cours de l’hiver, lorsque les jeunes phoques sont moins abondants, l’ours blanc est moins actif, probablement afin de conserver son énergie (Ferguson et al., 2001). Pendant l’été et l’automne, lorsque les glaces ont totalement disparu de la baie d’Hudson, l’ours blanc^{Note de bas de page 3}  gagne la terre ferme et l’île Akimiski (au Nunavut), où les phoques sont généralement considérés comme étant inaccessibles. Cependant, on a observé des ours blancs chassant avec succès des phoques sur les rives de la baie d’Hudson (George Kakakespan, obs. pers.). Lors des périodes sans glace, lorsque l’ours blanc n’a pas accès aux phoques, il dépend en grande partie de ses réserves de graisse pendant environ quatre à cinq mois, soit jusqu’à ce que l’eau gèle. Les femelles gravides sont privées de nourriture pendant huit mois, soit le temps où elles demeurent sur la terre ferme dans leur tanière de mise bas pour allaiter leurs petits (Ramsay et Stirling, 1986; Peacock et al., 2010). Les ourses blanches restent dans leur tanière jusqu’à ce que les oursons soient suffisamment grands pour se déplacer sur la glace de mer, de la fin février au début mars (Ramsay et Stirling, 1986; Peacock et al., 2010).

L’ours blanc a une longue espérance de vie et un faible taux de reproduction (Simmond et Isaac, 2007). L’accouplement a lieu entre la fin mars et la fin mai, lorsque les femelles entrent en chaleur (Reynolds et Rommel, 1999). L’implantation de l’ovule fécondé est retardée jusqu’à la fin septembre ou au début d’octobre (Derocher et al., 1992), moment où les femelles gravides se rendent dans leur tanière, sur la terre ferme; le reste de la population (les mâles, les jeunes adultes et les femelles non reproductrices avec leurs petits) demeure actif (COSEWIC, 2008). La gestation active dure environ 60 jours, et les petits naissent entre la fin novembre et le début janvier (Derocher et al., 1992; Obbard, comm. pers., 2010). À la naissance, les oursons pèsent environ 0,6 kg, ils sont recouverts d’une toison extrêmement fine, et ils ont les yeux fermés (COSEWIC, 2008). Dans environ 70 % des cas, la femelle donne naissance à deux oursons. Dans 25 à 30 % des cas, un seul ourson naît, et dans de très faibles pourcentages, il arrive que la femelle donne naissance à des triplés (Ramsay et Stirling, 1988). Les oursons sont allaités dans la tanière et restent avec leur mère jusqu’à ce qu’ils aient deux ans et demi (Amstrup, 2003).

Dans la baie d’Hudson, la femelle ours blanc atteint la maturité sexuelle à l’âge de quatre ou cinq ans et peut donner naissance à l’âge de cinq ou six ans (Stirling et al., 1980, 1984; Furnell et Schweinsburg, 1984, Ramay et Stirling, 1988). À maturité sexuelle, les femelles se reproduisent généralement une fois tous les trois ans (Reynolds et Rommel, 1999). On croit que les mâles atteignent la maturité sexuelle entre 8 et 10 ans (Ramsay et Stirling, 1988, Derocher et Stirling, 1998). L’ours blanc peut vivre jusqu’à 25 ans; cependant, des données probantes indiquent que sa capacité à se reproduire diminue après 20 ans (Ramsay et Stirling, 1998).

À l’exception des femelles qui sont accompagnées de leurs nouveau-nés ou de leurs oursons âgés d’un an, l’ours blanc est solitaire pendant la majeure partie de l’année. Il arrive que les grands domaines vitaux des individus se chevauchent, mais l’ours blanc ne défend pas son territoire (Ferguson et al. 1999; Parks et al., 2006). Le rapport des sexes chez les adultes est de 1:1 dans les populations non exploitées (COSEWIC, 2008), mais la plupart des populations au Canada tendent à compter davantage de femelles en raison des pressions que la chasse exerce sur les mâles (Derocher et al., 1997). Comme les femelles se reproduisent généralement une fois tous les trois ans, seulement un tiers des femelles adultes sont sexuellement réceptives chaque saison de reproduction. Cela peut entraîner une compétition féroce entre les mâles pour trouver une partenaire (Derocher et al., 2010). En Ontario, l’ours blanc est protégé en vertu de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD) et de la Loi sur la protection du poisson et de la faune (1997) de l’Ontario. De plus, il n’y a pas de saison de chasse ou de piégeage dans cette province. En vertu du Traité 9, les membres des Premières Nations qui habitent le long de la côte de la baie d’Hudson et de la baie James sont autorisés à chasser l’ours blanc, y compris les femelles avec leurs oursons et les ours dans leurs tanières.

Hormis les humains, l’ours blanc n’a aucun prédateur. Toutefois, il peut être cannibale, tuant parfois des oursons, des petits âgés d’un an et des femelles adultes. Mais l’étendue de ce comportement et son incidence sur les populations sont mal quantifiées (Derocher et Wiig, 1999; Dyck et Daley, 2002; Amstrup et al., 2006).

À ce jour, il est connu que plusieurs maladies et parasites affectent l’ours blanc. Ce dernier est particulièrement vulnérable au ver parasite Trichinella qu’il contracte en se nourrissant de phoques infestés (Forbes, 2000). Les larves de Trichinella se trouvent généralement dans les tissus musculaires, bien qu’on en retrouve aussi dans diverses parties du corps. Si une quantité suffisante de larves s’enkystent dans un même endroit, comme le cœur, les tissus subissent alors de graves dégâts et la mort peut s’ensuivre (Forbes, 2000). D’autres maladies moins courantes affectent l’ours blanc, notamment la leptospirose bactérienne, la rage et le morbillivirus (Taylor et al., 1991; Garner et al., 2000; Quakenbush et al., 2009). Les contaminants présents dans les écosystèmes arctiques (abordés plus en détail dans la section 1.5) peuvent compromettre davantage la santé des ours blancs, et on estime qu’ils peuvent également accroître la vulnérabilité des individus aux maladies et aux parasites (Sonne, 2010).

Les études portant sur l’impact des effets indirects du changement climatique sur la santé de la faune suggèrent que la santé globale d’un animal est le résultat d’interactions complexes entre l’état immunitaire, la condition corporelle, les agents pathogènes et leur pathogénicité, l’exposition aux agents toxiques et les diverses conditions environnementales qui interagissent avec ces facteurs (Burek et al., 2008). Voir la section 1.5 pour de plus amples détails sur les menaces qui pèsent sur les populations d’ours blancs.

1.3 Répartition, abondance et tendances démographiques

L’ours blanc est présent partout dans la région circumpolaire de l’hémisphère nord. De façon générale, sa répartition est limitée aux environnements marins, là où la mer est recouverte de glaces pendant la majeure partie de l’année (Amstrup, 2003). La répartition des ours blancs répond généralement aux changements dans le type, la qualité et l’ampleur de la couverture de glace (Amstrup, 2003). On pense que la répartition globale actuelle correspond à la répartition historique (COSEWIC, 2008), à l’exception de certaines variations observées dans la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson (Towns et al., 2010). Les modifications de la répartition des populations sont liées à la couverture de glace de mer – plus précisément au moment où la glace se forme, au moment où elle fond, au type de glace et au pourcentage de la couverture (Gleason et Rode, 2009, Towns et al., 2010).

Le Groupe des spécialistes de l’ours blanc de la Commission de la sauvegarde des espèces (SSC) de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) a identifié 19 sous-populations différentes d’ours blancs dans l’Arctique, réparties sur le territoire de cinq pays, soit : le Canada, les États-Unis (Alaska), la Russie, la Norvège (Svalbard) et le Groenland (figure 1). Les limites de la sous-population du sud de la baie d’Hudson sont basées sur les déplacements observés d’ours marqués, les retours d’étiquettes d’animaux récoltés, les études de capture et de recapture ainsi que les études de radiotélémesure et de télémesure par satellite (Kolenosky et Prevett, 1983; Kolenosky et al., 1991; Taylor et Lee, 1995; Bethke, 1996; Taylor et al., 2001). Des études génétiques ont montré un flux génétique entre toutes les sous‑populations, et ce, même sur des milliers de kilomètres (Paetkau et al., 1995; Paetkau et al., 1999; Cronin et al., 2006; Crompton et al., 2008), ce qui s’explique probablement par la grande superficie du domaine vital des ours blancs, la grande mobilité des individus et les variations dans la répartition de la glace de mer et des phoques. Cependant, une analyse récente des sous-populations les plus méridionales de la baie d’Hudson et de la baie James (bassin Foxe, détroit de Davis, ouest de la baie d’Hudson et sud de la baie d’Hudson) a révélé de plus grandes différences génétiques au sein du groupe de la baie James que ce que l’on croyait auparavant, ce qui laisse croire à une certaine fidélité aux sites de reproduction sur les glaces (Crompton et al., 2008).

On estime qu’il y a présentement entre 20 000 et 25 000 ours blancs à l’échelle de la planète (Obbard et al., 2010). Pour sa part, la population canadienne d’ours blancs est estimée à 15 000 individus (Lunn et al., 2002, COSEWIC, 2008). Treize des dix-neuf sous-populations sont établies entièrement ou partiellement au Canada, allant des côtes ontariennes de la baie James jusqu’à l’île d’Ellesmere, au Nunavut, vers le nord, et du nord du Yukon à l’ouest jusqu’au Labrador, à l’est (figure 2) (COSEWIC, 2008; OMNR, 2008; York, 2009).

De toute l’espèce, l’ours blanc de l’Ontario est celui qui se reproduit le plus au sud (Obbard et al., 2007; Regehr et al., 2007; OMNR, 2008). Ces ours viennent principalement de la sous-population du sud de la baie d’Hudson; certains individus proviennent de la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson, dans la partie nord-ouest de la province. En hiver, on retrouve l’ours blanc de l’Ontario au nord de la baie James et de la baie d’Hudson, et pendant les mois d’été on le retrouve dans le territoire traditionnel des Cris de l’Ontario et du Québec ainsi que dans le territoire inuit des îles Belcher (figure 3) (COSEWIC, 2008; OMNR, 2008; IUCN, 2010; Lemelin et al., 2010; Peacock et al., 2010). L’ours blanc est régulièrement aperçu dans les secteurs de Fort Severn, de Peawanuck et d’Attawapiskat, et il n’est vu qu’à l’occasion dans la partie sud de la baie James, près des communautés de Kashechewan, de Fort Albany, de Moosonee et de Moose Factory (COSEWIC, 2008; OMNR, 2008; IUCN, 2010a; Lemelin et al., 2010; Peacock et al., 2010).

La sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson est estimée à environ 1 000 individus, et la responsabilité de celle-ci est partagée entre le Manitoba et le Nunavut. Pour sa part, la sous-population du sud de la baie d’Hudson est estimée à environ 900 individus (Obbard et al., 2007). Les données laissent croire à la présence d’un flux génétique dans les sous-populations du bassin Foxe, du détroit de Davis, de l’ouest de la baie d’Hudson et du sud de la baie d’Hudson (figure 2) (Crompton et al., 2008).

La sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson a connu une baisse de 22 %, passant de 1 194 individus (intervalle de confiance [IC] de 95 % = 1 020 à 1 368] en 1987 à 935 individus [IC = 794 à 1 076] en 2004 (Regehr et al., 2007). On estime que le nombre d’ours blancs adultes reproducteurs faisant partie de la sous‑population de l’ouest de la baie d’Hudson est stable puisque leur condition physique est meilleure que celle des individus appartenant aux groupes plus jeunes et plus âgés (rapport entre la masse de la graisse et des muscles squelettiques et la taille corporelle) et qu’ils sont donc mieux en mesure de subvenir à leurs besoins en période de stress alimentaire (Regehr et al., 2007).

Les estimations du nombre d’individus composant la sous-population du sud de la baie d’Hudson sont demeurées relativement inchangées au cours des 20 dernières années. Les hypothèses sur les raisons pour lesquelles le nombre d’individus est stable sont les suivantes : les niveaux de récolte étaient durables au cours des années 1990 et 2000, et les changements dans la répartition et la durée des glaces de mer ne se sont pas produits aussi rapidement dans l’aire de répartition de la sous-population du sud de la baie d’Hudson que dans celle de la sous-population de l’ouest; les ours blancs ont une longue espérance de vie, ce qui signifie que les changements attribuables à une diminution des ressources sont détectables à l’échelle de la population avant même qu’ils se produisent (se reporter à Regehr et al., 2007). Combinées, ces théories pourraient expliquer pourquoi aucun changement significatif n’a été remarqué au cours de la période d’échantillonnage de 20 ans (Obbard, comm. pers.).

Bien qu’aucun déclin de la population n’ait été observé dans la sous-population du sud de la baie d’Hudson, une diminution significative de la condition physique générale a été constatée chez toutes les classes d’âge et de sexe [2000–2005 : indice de l’état corporel (IEC) = +0,03±0,03, n = 450; 1984–1986 : IEC = +0,84±0,04, n = 298 (Obbard et al., 2006)]. De plus, même si la sous-population est demeurée relativement inchangée, les taux de survie pour toutes les classes d’âge et de sexe ont diminué (le taux de survie des femelles adultes et subadultes est passé de 94 % [IC de 95 % = 68 % à 100 %] en 1984 et1985 à 89 % [IC de 95 % = 79 % à 99 %] en 2003 à2005; le taux de survie des mâles adultes et subadultes est passé de 88 % [IC de 95 % = 77 % à 100 %] en 1984 et1985 à 81 % [IC de 95 % = 66 % à 96 %] en 2003 à2005 [Obbard et al., 2007]^{Note de bas de page 4} ). En raison de cette dégradation de l’état corporel, et du déclin constaté de la survie, nous croyons que cette sous-population est à un « point tournant » écologique. On prédit d’ailleurs un déclin rapide de cette sous-population dans un avenir rapproché (Obbard, comm. pers., 2010).

La communauté de Fort Severn a signalé une augmentation des observations d’ours blancs et de rencontres avec ces derniers au cours des dernières années (Miles, comm. pers., 2010). La Première Nation de Peawanuck a indiqué avoir observé une fluctuation de la population d’ours au fil des années (réunion communautaire avec Chris Chenier, 2010). Les observations faisant état d’une augmentation de la population cadrent avec celles faites dans d’autres administrations, comme celle du Nunavut (Dowsley, 2007). L’augmentation signalée pourrait s’expliquer par : une augmentation de la population (Miles, comm. pers., 2010); une immigration en provenance de sous‑populations adjacentes; l’accroissement du territoire de chasse des membres de la communauté crie riveraine (c.-à-d., que les membres de la communauté couvrent davantage de terrain et observent donc davantage d’ours [Lemelin, comm. pers., 2010]); la modification de l’habitat en raison des changements climatiques (p. ex. l’emplacement des premiers floes de glace à l’automne peut avoir changé les endroits où l’on observe des ours blancs [Dowsley, 2007]).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

U.S.A = É. U.

Russia = Russie

Greenland = Groendland

Norway = Norvège

GB (Gulf of Boothia) = GB (golfe de Boothia)

KB (Kane Basin) = KB (bassin Kane)

LS (Lancaster Sound) = LS (détroit de Lancaster)

MC (M’Clintock Channel) = MC (détroit de M’Clintock)

NB (Norwegian bay) = NB (baie Norwegian)

VM (Viscount Melville) = VM (détroit du Vicomte de Melville)

Chukchi Sea = Mer des Tchouktches

Laptev Sea = Mer des Laptev

Southern Beaufort = Sud de la mer de Beaufort

Arctic Basin = Bassin arctique

Northern Beaufort = Nord de la mer de Beaufort

Kara Sea = Mer de Kara 

Barents Sea = Mer de Barents

Western Hudson Bay = Ouest de la baie d’Hudson

Southern Hudson Bay = Sud de la baie d’Hudson

Davis Strait = Détroit de Davis 

East Greenland = Est du Groenland

Baffin Bay = Baie de Baffin 

Foxe Basin = Bassin Foxe 

Map: Norwegian Polar Institute 2010 = Carte : Institut polaire norvégien, 2010

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

GB (Gulf of Boothia) = GB (golfe de Boothia)

KB (Kane Basin) = KB (bassin Kane)

LS (Lancaster Sound) = LS (détroit de Lancaster)

MC (M’Clintock Channel) = MC (détroit de M’Clintock)

NB (Norwegian bay) = NB (baie Norwegian)

VM (Viscount Melville) = VM (détroit du Vicomte de Melville)

LS (Laptev Sea) = LS (mer des Laptev)

SB (Southern Beaufort) = SB (sud de la mer de Beaufort)

NB (Northern Beaufort) = NB (nord de la mer de Beaufort)

WH (Western Hudson Bay) = WH (ouest de la baie d’Hudson)

SH (Southern Hudson Bay) = SH (sud de la baie d’Hudson)

DS (Davis Strait) = DS (détroit de Davis)

BB (Baffin Bay) = BB (baie de Baffin)

FB (Foxe Basin) = FB (Foxe Basin)

Northwest Territories = Territoires du Nord-Ouest

British Columbia = Colombie-Britannique

Greenland = Groendland

Canadian Polar Bear Subpopulations = Sous populations canadiennes d’ours blancs

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Legend = Légende

Southern Hudson Bay polar bear range during the ice-free season = Aire de répartition de l’ours blanc dans le sud de la baie d’Hudson pendant la saison sans glace

James bay = Baie James

Hudson Bay = Baie d’Hudson

1.4 Besoins en matière d’habitat

La répartition des ours blancs en Ontario repose principalement sur deux facteurs, soit : le type et la répartition des glaces de mer, et la densité et la répartition des phoques (COSEWIC, 2008). L’ours blanc vit sur la terre ferme pendant une partie de l’année, mais il assure certaines activités vitales, comme son alimentation et sa reproduction, sur la glace de mer (Stirling et Smith, 1975; Pomeroy, 1997; Stirling, 1997; Amstrup, 2003). On retrouve les plus fortes densités d’ours blancs sur la glace de mer, dans les chenaux côtiers (l’aire libre de glace entre la banquise et la côte) et dans les polynies (eaux libres entourées de glace de mer) où la glace active et la productivité primaire accrue attirent les proies (Amstrup, 2003). Les données indiquent un degré élevé de fidélité au site par rapport aux zones terrestres utilisées pendant l’été, ainsi qu’un certain degré de fidélité au site par rapport aux zones d’accouplement sur la glace (Derocher et Stirling, 1990; Crompton et al., 2008; Towns et al., 2010).

Bien que l’étendue du domaine vital varie d’un ours à l’autre, les ours blancs des populations du Nord (sous-populations du nord et du sud de la mer de Beaufort) ont généralement un domaine vital plus vaste (superficie supérieure à 600 000 km²) (Derocher, données inédites) et passent la quasi-totalité de leur temps sur des glaces de mer pluriannuelles (Ferguson et al., 2000; Mauritzen et al., 2001; Towns et al., 2010). L’ours blanc de la sous-population du sud de la baie d’Hudson a un domaine vital considérablement plus petit (166 000 km²) qui englobe la terre ferme et les glaces de mer (Parks et al., 2006). Les domaines vitaux de moindre envergure sont très probablement attribuables aux caractéristiques uniques de la baie d’Hudson, laquelle est exempte de glace pendant de longues périodes. Le domaine vital des ours blancs les plus méridionaux de la baie James est encore plus petit, totalisant environ 45 000 km² (Obbard, données inédites, 2010).

Les femelles accompagnées d’oursons et de jeunes adultes semblent éviter les interactions avec les mâles adultes, ou du moins les réduire le plus possible afin de réduire les risques de prédation; c’est pourquoi elles sont généralement associées à des types d’habitats différents (Amstrup et al., 2006). Pendant la saison sans glace, on observe fréquemment des mâles le long des côtes, alors que les femelles et les jeunes adultes se trouvent souvent à l’intérieur des terres (Derocher et Stirling, 1990, Lemelin et al., 2010; Towns et al., 2010). En Ontario, les femelles gravides établissent généralement leur tanière sur la terre ferme, au plus à 50 km des côtes (Kolenosky et Prevett, 1983; Peacock et al., 2010), car c’est à cet endroit que l’ours blanc trouve les caractéristiques naturelles idéales pour l’établissement d’une tanière (voir ci-dessous). Or, certaines femelles ont déjà parcouru jusqu’à 120 km à l’intérieur des terres pour établir leur tanière (OMNR, 2008). Une femelle a déjà été aperçue à plus de 340 km à l’intérieur des terres (Obbard, comm. pers., 2010). Des Cris qui pêchent le long des côtes ont déjà signalé la présence d’ours blancs jusqu’à 200 km à l’intérieur des terres, dans le muskeg, pendant les périodes libres de glace (Lemelin et al., 2010).

Les aires de mise bas maternelles, les aires d’alimentation printanière et les haltes migratoires sont les trois éléments les plus importants de l’habitat de l’ours blanc (Harington, 1968; Stirling et al., 1984; Stirling, 1990; Obbard et Walton, 2004). Les aires d’alimentation printanière se trouvent sur la glace de mer, alors que les aires de mise bas des sous-populations de l’Ontario se trouvent sur la terre ferme (Peacock et al., 2010). Outre l’utilisation régulière des tanières par les femelles et leurs oursons, il arrive aussi que les tanières soient utilisées par des mâles et des femelles solitaires lorsque les conditions météorologiques sont défavorables (COSEWIC, 2008). Les ours blancs du sud de la baie d’Hudson sont présents en forte densité le long de la partie ontarienne de la côte sud de la baie d’Hudson et de la côte ouest de la baie James, au nord d’Attiwapiskat, pendant la saison sans glace, soit généralement entre mai et décembre. Cette zone est un lieu important de rassemblement et de repos pour les mâles et les femelles non gravides, en attendant la formation de la glace.

En Ontario, les femelles gravides aménagent des tanières de mise bas dans des zones boisées, des bancs de tourbe le long de ruisseaux, de rivières et de lacs adjacents à des sites de toundra à lichens ouverts, des crêtes de gravier et des palses de plus de 1,5 m de hauteur (Kolenosky et Prevett, 1983; Obbard et Walton, 2004; OMNR, 2008). L’aménagement d’une tanière nécessite une accumulation de neige suffisante pour que la tanière demeure couverte pendant la majeure partie de l’hiver. Dans la baie d’Hudson, la période de mise bas s’étend généralement de novembre à mars (Richardson et al., 2005). Les femelles sont fidèles aux aires générales de mise bas, mais pas nécessairement aux tanières elles-mêmes (Ramsay et Stirling, 1990; Richardson et al., 2005).

1.5 Menaces à la survie et au rétablissement de l’espèce

Les menaces qui pèsent sur l’ours blanc en Ontario ont été définies à l’aide des catégories de menaces^{Note de bas de page 5}  modifiées de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN, 2010b) afin de s’assurer que toute la gamme des menaces potentielles soit prise en compte et de faciliter les comparaisons avec les documents de planification du rétablissement de l’ours blanc des autres administrations. L’identification et l’évaluation des menaces comprenaient à la fois les menaces auxquelles sont actuellement confrontés l’ours blanc en Ontario, et les menaces potentielles qui pourraient affecter les populations au cours des 5 à 10 prochaines années et au-delà.

Les menaces qui pèsent sur l’ours blanc sont rarement le fruit d’un seul facteur. L’ours blanc est exposé à des menaces associées à de nombreuses activités humaines, à l’exploitation des terres et aux changements climatiques, lesquelles activités affectent directement ou indirectement l’habitat et les populations. Bien que bon nombre des menaces cernées dans la présente section ne constituent pas à elles seules une menace grave et immédiate, leurs effets combinés ou cumulatifs peuvent avoir une incidence plus importante. Bon nombre des menaces qui pèsent sur l’ours blanc sont également étroitement liées. Par exemple, l’exploration minérale et, par conséquent, l’aménagement de routes peuvent réduire directement l’habitat disponible pour l’ours blanc. Mais cette activité est également une cause sous-jacente de l’augmentation du risque d’interactions entre les humains et les ours, lesquelles peuvent entraîner un accroissement du nombre d’ours nuisibles et de la mortalité chez l’ours blanc.

Les effets cumulatifs peuvent être difficiles à quantifier et à prévoir, surtout lorsqu’ils sont causés par une combinaison d’utilisation des terres, d’activités humaines et de changements climatiques. Dans l’ensemble, les plus grandes menaces qui pèsent sur l’ours blanc sont les altérations de l’habitat dues aux changements climatiques et l’augmentation des interactions avec les humains (tableau 1). On s’attend à ce que ces interactions augmentent en raison des effets des changements climatiques, comme la réduction de la glace de mer et, par conséquent, l’augmentation du temps passé sur la terre ferme et des pressions du développement.

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents

Réduction de l’habitat d’accouplement et d’alimentation primaire par la perte de glaces de mer

Les effets des changements climatiques sont considérés comme étant la menace la plus importante pour les sous-populations canadiennes d’ours blancs (Stirling et Parkinson, 2006; Durner et al., 2009; Hunter et al., 2010). D’après la recherche, d’ici le milieu du XXI^e siècle, les deux tiers des sous-populations d’ours blancs de la planète disparaîtront, principalement en raison de la perte de glaces de mer directement attribuable aux changements climatiques (Amstrup et al., 2009). Dans la baie d’Hudson, la prise plus tardive des glaces et la débâcle hâtive entraînent de plus courtes périodes d’activité sur les glaces pour l’ours blanc. Selon des modèles de changements climatiques, les sous-populations du sud et de l’ouest de la baie d’Hudson disparaîtront d’ici 45 ans (Amstrup et al., 2007). Comme les ours blancs dépendent de la glace de mer, les changements dans la répartition et l’abondance de la glace peuvent avoir des répercussions importantes sur les conditions des individus et des populations (Stirling et Derocher, 1993; Derocher et al., 2004, Stirling 2006). Une réduction de la glace de mer réduit la capacité de l’ours blanc à capturer efficacement des phoques. Cette réduction de la glace entraîne un accroissement des périodes de jeûne et, donc, une utilisation accrue des réserves de graisse. Ces facteurs peuvent entraîner une réduction des taux de reproduction, une réduction de la taille et du nombre des jeunes et une augmentation de la mortalité dans toutes les classes d’âge (Regehr et al., 2007; Schliebe et al., 2008; Hunter et al., 2010).

Parmi les autres effets prévus de la réduction de l’habitat de glace de mer, soulignons l’expansion de l’habitat estival au-delà de l’aire de répartition habituelle (des ours blancs ont récemment été observés entre 300 et 400 km à l’intérieur des terres) (Derocher et al., 2004), et l’augmentation du domaine vital (Ferguson et al., 1999; Towns et al., 2010). On s’interroge sur la question à savoir si l’augmentation des déplacements de l’ours blanc constitue un comportement d’adaptation aux changements climatiques, ce qui amène les ours à explorer davantage les zones intérieures pour se nourrir. La dégradation de l’état corporel et la réduction du nombre d’individus dans la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson ont été corrélées à la débâcle hâtive des glaces de mer (Stirling et al., 1999; Regehr et al., 2007). Des tendances similaires sur le plan de l’état corporel ont été observées dans la sous‑population du sud de la baie d’Hudson (Obbard et al., 2006). Des déplacements plus longs sur une glace de mer plus accidentée et dans des eaux de plus en plus libres pourraient également accroître le risque de blessures ou de mortalité (Monnett et Gleason, 2006), surtout chez les oursons (Hunter et al., 2010).

La modification du climat a également des répercussions sur la mise bas. Plus la distance entre la lisière des glaces de mer et le rivage augmente, plus il devient difficile pour la femelle d’atteindre ses aires préférées de mise bas (Derocher et al., 2004; Bergen et al., 2007). Des besoins énergétiques plus élevés pour atteindre les sites de mise bas peuvent entraîner des taux de survie et de reproduction plus faibles (Derocher et al., 2004) en réduisant les réserves de graisse et en affectant ainsi l’état corporel de l’animal (Stirling et al., 1999).

Perte de pergélisol, de tourbe et de tanières de mise bas dans les habitats terrestres

En Ontario, les palses constituent un élément névralgique de l’habitat de mise bas de l’ours blanc (Obbard et Walton, 2004). De nombreuses études ont souligné la vulnérabilité des palses aux fluctuations du climat (Laberge et Payette, 1995; Sollid et Soebel, 1998; Zuidhoff et Kolstrup, 2000) puisqu’elles sont une caractéristique du pergélisol. En plus de contribuer à la stabilité de la tanière, le pergélisol offre aux femelles gravides un microenvironnement qui leur permet de conserver de l’énergie et de trouver refuge contre les températures ambiantes élevées et les insectes pendant l’été (Richardson et al., 2007). Une modification du climat et une augmentation des précipitations entraîneront des changements géomorphologiques dans le pergélisol et les palses, ce qui réduira au final la disponibilité de ces milieux privilégiés de mise bas.

Les travaux de recherche laissent également entendre que les changements climatiques entraîneront une augmentation de la fréquence des feux de forêt provoqués par la foudre (Flannigan et al., 2000) et une prolongation de la saison des feux (Richardson et al., 2007). Les incendies affectent l’habitat de mise bas en modifiant les caractéristiques du microhabitat, comme l’élimination de la végétation dans le secteur (notamment les arbres), laquelle contribue à la stabilité et à l’isolation des tanières (Richardson et al., 2007). Les incendies provoquent également la fonte du pergélisol, ce qui entraîne la dégradation des palses, l’affaissement des berges et une diminution de la stabilité des sites, ce qui engendrera une perte nette de l’habitat de mise bas. Les substrats noirs qui restent après l’incendie absorbent davantage de rayonnement solaire que les zones végétalisées, ce qui crée un microclimat plus chaud qui peut s’avérer inadéquat pour les ours blancs (Richardson et al., 2007). Au sein de la sous‑population de l’ouest de la baie d’Hudson, environ 5 % de l’habitat de mise bas convenable a été détruit par le feu entre 1998 et 2003 (Richardson et al., 2007).

Perte d’espèces proies – Réduction et altération de l’habitat des proies

La perte de la glace de mer affectera non seulement l’ours blanc, mais aussi l’abondance et la répartition de ses principales proies : le phoque annelé et le phoque barbu. À l’instar de l’ours blanc, ces deux espèces proies sont très sensibles aux changements dans la couverture et l’épaisseur des glaces de mer (Tynan et DeMaster, 1997; Derocher et al., 2004; Laidre et al., 2008). Les répercussions observées des températures plus élevées et des précipitations accrues comprennent l’effondrement des tanières de mise bas et la réduction de l’isolation de celles-ci, ainsi que l’exposition accrue des bébés phoques à la prédation (Stirling et Smith, 2004). Les ours blancs ont davantage de succès lorsqu’ils chassent à partir d’une plateforme de glace de mer, et ils ont rarement du succès en eau libre (Stirling et Smith, 2004; York et al., 2009).

Besoins énergétiques accrus en raison de la chaleur et de vents très violents

Les changements climatiques ont contribué à aggraver globalement les effets des tempêtes sur les zones côtières, notamment par les vents violents, les ondes de tempête, les inondations et l’érosion des rives (BESIS, 1997; Cohen, 1997; Griffin et al., 2010; Pryor et Barthelmie, 2010). On s’attend à ce que les vents extrêmes qui découlent de ces changements climatiques réduisent l’épaisseur de la glace et favorisent la dérive des glaces. On prévoit également que l’augmentation du mouvement des glaces exigera une plus grande dépense énergétique chez l’ours blanc, ce qui pourrait potentiellement réduire les taux de croissance et de reproduction de ce dernier (Schliebe et al., 2008).

Interactions entre les humains et les ours

Augmentation des conflits entre les humains et les ours

Les interactions entre l’humain et l’ours blanc peuvent entraîner des perturbations, la destruction ou la perte de biens et/ou la mort de l’ours blanc ou d’humains. La période de l’année peut avoir une grande influence sur le nombre d’interactions entre l’humain et les ours. Les recherches menées au Nunavut ont permis d’établir que la période la plus propice aux interactions de « défense de la vie ou de la propriété » (c.-à-d. les humains qui tuent un ours pour défendre leur vie ou leurs biens) se situe entre les mois d’août et de novembre (64 %), période pendant laquelle les ours blancs attendent la formation de la glace de mer (Dyck, 2006). En raison du jeûne et des possibilités limitées d’alimentation, l’ours blanc prend davantage de risques pour se nourrir à l’automne qu’aux autres moments de l’année. De plus, une récente étude réalisée dans la ville de Churchill a montré une augmentation du nombre d’ours blancs nuisibles^{Note de bas de page 7}  lorsque la formation de la glace est tardive (Towns et al., 2009). De façon générale, les jeunes mâles (âgés de moins de six ans) sont plus curieux et moins prudents que ceux de l’autre sexe et des autres classes d’âge. Bien qu’un ours blanc de n’importe classe d’âge puisse être impliqué dans une interaction avec un humain (Dyck, 2006), ce sont les jeunes mâles qui le font le plus (Towns et al., 2010). L’augmentation du nombre d’interactions entre l’humain et l’ours entraînera vraisemblablement la mort d’un nombre élevé d’ours nuisibles.

Les collectivités nordiques de l’Ontario ont signalé une augmentation semblable du nombre de rencontres avec des ours blancs nuisibles au cours des dernières années (Lemelin et al., 2010). Certaines communautés cries côtières de la région de la baie d’Hudson ont signalé des ours blancs de plus en plus agressifs et habitués dans leur région (McDonald et al., 1997; Dyck, 2006; Lemelin et al., 2010). Si des programmes d’intimidation^{Note de bas de page 8}  adéquats de l’ours blanc ne sont pas mis en place, l’accroissement du temps passé sur la terre ferme et l’augmentation du nombre d’interactions entre des ours et des humains entraîneront vraisemblablement une augmentation de la mortalité chez l’ours blanc découlant de la volonté des humains à protéger leurs biens (Stirling et Derocher, 1993; Derocher et al., 2004; Peacock et al., 2010).

Exploration et exploitation des ressources naturelles

Exploration et exploitation pétrolières et gazières / Exploitation et exploration minières

Dans l’Arctique, l’exploration des ressources naturelles et les activités connexes ont augmenté rapidement au cours des quarante dernières années (UNEP, 2001), ce qui a fini par constituer un risque pour les ours blancs et leurs habitats terrestres (Øritsland et al., 1981; Hurst et Øritsland, 1982; Griffiths et al., 1987). L’exploration gazière, pétrolière et minérale et les activités connexes de transport et de traitement peuvent provoquer la fragmentation des habitats (Fiori et Zalba, 2003) et l’augmentation des polluants dans l’environnement (Olsgard et Gray, 1995). De plus, ce type d’activité pourrait évincer les ours blancs de leurs aires de repos et d’alimentation terrestres, et même perturber les sites de mise bas, provoquant du coup l’abandon prématuré des tanières et/ou des oursons (Linnell et al., 2000). Les changements climatiques pourraient également permettre à l’industrie d’accéder plus facilement aux ressources, ce qui entraînerait une augmentation de la fréquence des interactions et des conflits entre les humains et les ours (Dyck, 2006).

Aménagement d’éoliennes et de parcs éoliens

Les rives de la baie d’Hudson et de la baie James, dans le nord de l’Ontario, présentent un excellent potentiel éolien. Les quelque 1 500 îles situées dans la partie est de la baie d’Hudson et le long de la côte ouest du Québec, le long de la baie d’Hudson et de la baie James, sont balayées par de forts vents. L’aménagement éventuel de parcs éoliens en Ontario exigerait l’installation de lignes de transport à haute tension sur de grandes distances, ce qui fragmenterait l’habitat de l’ours blanc, en particulier pendant les périodes sans glace où les individus sont forcés de s’installer sur la terre ferme. Parmi les autres préoccupations potentielles, citons les répercussions du fonctionnement des éoliennes et la perturbation connexe des tanières de mise bas qui pourraient entraîner l’abandon des tanières.

Développement hydroélectrique

Bon nombre de rivières qui se jettent dans la baie d’Hudson sont harnachées (ou explorées) aux fins du développement hydroélectrique dans le but de satisfaire la demande en énergie du sud de l’Ontario (CARC, 2002). Le développement hydroélectrique dans le bassin de la rivière Moose, du côté ontarien de la baie James, a débuté en 1910 (CARC, 2002). Dans le bassin de la rivière Moose, les rivières Abitibi et Mattagami ont été les principaux réseaux hydrographiques à être aménagés (Stokes et al., 1999), fournissant de l’électricité aux collectivités dont l’économie reposait sur les mines et les pâtes et papiers (Brousseau et Goodchild, 1989; Poehlmann et Associates, 1997). Les projets en cours et proposés s’étendent actuellement au-dessous de l’aire de répartition des ours blancs du sud de la baie d’Hudson, mais l’augmentation de la demande énergétique dans le sud pourrait accroître le développement hydroélectrique le long des autres affluents des baies James et Hudson. Ce développement pourrait donner lieu à une augmentation de la fréquence des interactions et des conflits entre l’humain et les ours.

Utilisation des ressources biologiques

Potentiel de récolte non durable d’ours blancs

En 1976, le gouvernement de l’Ontario a établi des quotas de récolte de 30 ours par année dans le cadre d’une entente informelle avec Fort Severn, Peawanuck, Attawapiskat, Fort Albany et Kashechewan. Depuis, des travaux de recherche et de surveillance ont révélé que les ours de la sous-population du sud de la baie d’Hudson sont également récoltés au Nunavut et au Québec. Kolenosky et al. (1992) ont calculé un niveau de récolte maximal durable de 48 ours blancs par année pour cette population, pour les chasseurs autochtones au Nunavut, au Québec et en Ontario. Toutefois, on craint que le niveau de récolte soit trop élevé pour assurer la durabilité à long terme de cette sous-population (OMNR, 2008). De façon générale, les niveaux annuels de récolte minimale en Ontario varient de 8 à 13 ours blancs (Lemelin et al., 2008; Kakekaspan et al., 2010). En 2011, une récolte annuelle supérieure à la normale (entre 45 et 60 ours) dans la sous-population du sud de la baie d’Hudson par les chasseurs du nord du Québec a été déclarée (CBC, 2011). Par conséquent, la possibilité d’une récolte non durable dans cette sous-population demeure une préoccupation à long terme légitime.

En Ontario, la déclaration de la récolte se fait sur une base volontaire, mais celle-ci est généralement considérée comme fiable puisque les peaux d’ours blanc ne peuvent être vendues avant d’avoir été autorisées et frappées d’un sceau provincial. La province a veillé à ce que les communautés qui chassent l’ours blanc respectent les quotas en refusant l’application du sceau qui autorise la vente des peaux en toute légalité. En vertu d’un protocole d’entente avec le ministère de l’Environnement du Nunavut, l’Association des chasseurs et des trappeurs de Sanikiluaq dispose d’un quota de 25 ours blancs. Comme les ours blancs de la sous-population du sud de la baie d’Hudson se mèlent aux ours blancs des autres sous‑populations (Stirling et al., 2004), il est difficile de déterminer quelle proportion de la sous-population du sud de la baie d’Hudson est réellement exploitée, surtout au Québec (OMNR, 2008).

Il est important que les Premières Nations continuent de récolter durablement l’ours blanc pour s’assurer qu’il n’y ait pas de dévaluation^{Note de bas de page 9}  ou de réduction des utilisations traditionnelles de l’espèce. Les ours blancs récoltés en Ontario sont utilisés à des fins artisanales et de subsistance, ainsi qu’à des fins traditionnelles et cérémonielles (Lemelin et al., 2010; George Hunter, comm. pers., 2010). La viande est consommée (par les chiens de traîneau, et parfois par les humains), et la peau est utilisée pour fabriquer des mitaines, des mukluks, des bandes de fourrure pour les parkas et des pantalons en fourrure, ainsi que pour la fabrication de petits objets artisanaux qui sont vendus ou utilisés localement (Kakekaspan et al., 2010). Dans certaines communautés, les os d’ours blanc constituent un outil de choix pour l’écharnage des peaux de caribous (George Hunter, comm. pers., 2010).

Remarque concernant la récolte durable d’ours blancs par les Autochtones en Ontario

D’après les estimations de la population d’ours blancs, les niveaux de récolte actuels des membres du Traité n^o 9 en Ontario sont autorisés, et ils sont jugés durables (Lunn et al., 2006). À l’échelle de la province, en vertu d’un accord de longue date avec les communautés cries côtières, un maximum de 30 peaux peuvent être frappées d’un sceau chaque année (12 pour Fort Severn, 12 pour Winisk [Peawanuck], et 6 partagées entre Attawapiskat, Fort Albany et Kashechewan) (OMNR, 1980; OMNR, 2008). Pendant les années 1970 et 1980, la récolte annuelle moyenne en Ontario était de 20,7 individus (Kolenosky et al., 1992). Au cours des dernières années, la récolte annuelle moyenne en Ontario a été considérablement moins élevée, s’établissant à 8,8 peaux d’ours blancs frappées d’un sceau et vendues (Obbard, 2007).

Transport maritime et pêche commerciale

Voies de navigation dans l’habitat de l’ours blanc sur les glaces de mer

Les changements climatiques et environnementaux allongeront probablement la durée des saisons de navigation et de pêche et ouvriront des routes jusqu’ici non navigables dans l’Arctique. Les perturbations associées à l’augmentation des activités de transport maritime, y compris la pêche commerciale^{Note de bas de page 10} , le réapprovisionnement des collectivités, la navigation industrielle et le tourisme, constitueraient des menaces grandissantes pour l’ours blanc. Parmi les conséquences probables, mentionnons le fait de diriger les ours blancs vers les ports et les collectivités côtières, la fragmentation de la glace de mer (en gardant les voies ouvertes avec des brise-glace), le dérangement des proies, les déversements potentiels de mazout et l’introduction de polluants, et peut-être même d’espèces exotiques dans les eaux de ballast. Les répercussions varieront selon la saison, le type et la vitesse du navire, et l’heure de la journée (Ward et al., 2005).

Corridors de transport et de services terrestres

Routes saisonnières et permanentes

On sait que les routes et les chemins de fer scindent généralement les habitats et affectent les régimes hydrologiques des écosystèmes terrestres (McPherson et al., 2005). En plus de fragmenter les habitats, les routes peuvent faciliter l’accès des humains à l’habitat de l’ours blanc.

Il y a, à l’heure actuelle, une route saisonnière qui relie les communautés de Peawanuck et de Fort Severn. Cette route est une route d’hiver et doit donc être aménagée et entretenue chaque année. La route croise un secteur considéré comme un habitat de mise bas principal de l’ours blanc. Les répercussions directes de cette route comprennent la fragmentation de l’habitat, l’accès accru à un habitat auparavant inaccessible et la perturbation potentielle des tanières de mise bas. L’intensification de l’exploration et de l’extraction minières, pétrolières et gazières devrait accroître les réseaux routiers et ferroviaires dans les basses terres de la baie d’Hudson afin d’en améliorer l’accès et, par conséquent, elle pourrait constituer une menace plus grande dans l’avenir.

Polluants marins et atmosphériques

Contaminants

En tant que grand prédateur, l’ours blanc est exposé à des concentrations élevées de polluants en raison des phénomènes de bioamplification et de bioaccumulation dans la chaîne alimentaire. En Arctique, les principaux polluants sont les polluants organiques persistants (POP) et les hexachlorocyclohexanes (HCH). Les polluants organiques persistants comprennent un large éventail de substances toxiques comme les produits chimiques résistants à la chaleur (p. ex. les BPC), les retardateurs de flamme, les sous-produits industriels tels que les dioxines et les furanes, et les pesticides comme le DDT, la dieldrine et le lindane (York et al., 2009). On a également constaté une augmentation des concentrations de mercure dans les eaux arctiques (Lu et al., 2001), et dans la baie d’Hudson en particulier (Kirk et St. Louis, 2009).

Parmi les effets connus de ces toxines, citons la défaillance d’organes, des lésions cérébrales chez les oursons et l’interruption de la production de sperme (Sonne, 2010). Les polluants tels que les POP ont tendance à persister dans l’environnement et à résister à la dégradation (Lipnick, 2000). Des concentrations élevées de POP ont été constatées dans la graisse de phoque (Kucklick et al., 2006). En raison du phénomène de bioaccumulation, les ours blancs sont particulièrement vulnérables aux effets des POP (Kucklick et al., 2002; CARC, 2010).

Une bonne part des concentrations élevées de polluants dans l’organisme des ours blancs semble provenir du transport atmosphérique sur de longues distances de polluants émis à de basses latitudes, hors de l’environnement arctique. Ces polluants transportés sur de longues distances affectent négativement la croissance des ours blancs, leur reproduction (par l’implantation retardée de l’ovule, ce qui est susceptible de conduire à une vulnérabilité par perturbation hormonale) et leur taux de survie (durée de vie et taille des oursons réduites) (Skaare et al., 2002; Derocher et al., 2003; Schliebe et al., 2008). Plus spécifiquement, on pense que les polychlorobiphényles (PCB) dégradent le système immunitaire des ours blancs en perturbant un groupe de protéines qui agissent en tant qu’anticorps. Les changements climatiques pourraient également renforcer les effets du transport de polluants sur de longues distances (CARC, 2010) en raison de la fonte des neiges et des calottes glaciaires (Barrie et al., 1985).

Déversements d’hydrocarbures

Le contact direct avec les déversements de gaz et d’hydrocarbures peut réduire l’effet isolant du pelage des ours blancs (Hurst et Øritsland, 1982; Hurst et al., 1991), ce qui entraîne une demande accrue en énergie à l’organisme pour se garder au chaud et oblige les ours à compenser la perte énergétique en augmentant l’apport calorique (Hurst et al., 1991). La présence d’hydrocarbures sur le pelage peut également entraîner une baisse de la température corporelle, et ceux-ci peuvent être absorbés par la peau et être acheminés jusque dans le tube digestif (Engelhardt, 1983). Compte tenu du fait que les ours blancs de l’Ontario jeûnent pendant de longues périodes, lorsque ceux-ci ont un besoin accru de nourriture, il se pourrait qu’ils soient victimes de famine ou d’une insuffisance rénale en raison de l’ingestion d’hydrocarbures lors de leur toilettage. Cette intoxication est particulièrement aggravée lorsque les proies consommées sont elles aussi affectées par les déversements.

1.6 Lacunes dans les connaissances

Les lacunes ci-dessous ont été cernées dans les connaissances.

Cycle vital

• Renseignements sur la répartition et l’abondance des populations de proies, principalement le phoque annelé et le phoque barbu.
• Variation annuelle des habitudes d’alimentation (terrestres et marines) chez l’ours blanc, à la lumière de l’analyse quantitative de la signature des acides gras.
• Ajustement des habitudes d’alimentation (comparaison sur 5 à10 ans) en raison de l’augmentation potentielle du temps passé sur la terre ferme.
• Examen des données paléoécologiques afin de fournir le contexte historique des changements environnementaux auxquels l’ours blanc a été confronté jusqu’à maintenant.

Tendances en matière de répartition et de population

• Répartition et déplacements des ours blancs de la sous-population du sud de la baie d’Hudson par télémesure satellitaire.
• Information sur la taille et les tendances des populations, y compris les indices vitaux (survie, reproduction) au moyen de la méthode de capture-recapture (environ tous les 15 ans) et de programmes de surveillance normalisés dans les communautés cries côtières afin de comprendre comment les indices vitaux varieront dans le futur en raison des changements climatiques^{Note de bas de page 11} .

Besoins en matière d’habitat

• Réponse de l’habitat de l’ours blanc (p. ex. aires de mise bas et de repos) aux diverses formes de perturbations anthropiques afin de dégager des pratiques exemplaires en matière de développement et d’exploration.
• Description de l’habitat important de l’ours blanc à des échelles spatiales fines, y compris les aires de mise bas et de reproduction à l’aide de données telles que les modèles numériques altimétriques (MAN), les levés aériens et héliportés et les coordonnées de télémesure par satellite.
• Importance des aires protégées (p. ex. le parc provincial Polar Bear) pour la conservation de l’ours blanc.

Données sur les changements climatiques

• Données sur les changements climatiques dans le nord de l’Ontario qui peuvent être utilisées pour surveiller les changements dans la configuration de la banquise et sa relation avec l’habitat des ours blancs et de ses proies.

Connaissances, points de vue et pratiques des Premières Nations

• Importance culturelle, spirituelle, écologique et socio-économique des ours blancs pour les communautés cries côtières.
• Connaissances écologiques et locales traditionnelles sur les populations d’ours blancs, les pratiques de gestion et de récolte.

Répercussions de la recherche

• Répercussions de la manipulation et autres effets de la recherche sur les ours blancs.

Interactions entre les humains et les ours

• Données quantitatives sur les conflits entre les humains et les ours afin de compléter l’information qualitative, y compris la cause de l’interaction (p. ex. présence d’objets attrayants, proximité d’une habitation ou d’une structure humaine, proximité d’un site de mise bas) et la récolte, le cas échéant.
• Relation entre la réduction des glaces de mer/la dégradation de l’état corporel et les interactions entre les humains et les ours.
• Rôle socio-économique des ours blancs dans les communautés cries côtières (p. ex. produits artisanaux fabriqués avec la peau des ours blancs).
• Effets de l’industrie touristique de l’ours blanc et de la circulation intérieure (p. ex. répercussions des véhicules tout-terrain [VTT] et des motoneiges) sur le comportement de l’ours blanc.

Plan d’intervention d’urgence

• Plans d’intervention d’urgence fondés sur des scénarios, semblables aux lignes directrices du réseau de sauvetage des mammifères marins échoués (p. ex. Geraci et Lounsbury, 2005). À mettre en place si et/ou quand les scénarios d’urgence se réalisent. Les scénarios nécessitant une intervention d’urgence peuvent comprendre de la mortalité massive due à la perte drastique d’habitat, à la disponibilité des proies, etc. (voir Peacock et al., 2011).

1.7 Mesures de rétablissement achevées ou en cours

• Détermination des variations entre individus et d’une année à l’autre pour ce qui est de la recherche de nourriture, selon l’analyse quantitative de la signature des acides gras.
  • En cours : collaboration entre des chercheurs du ministère des Richesses naturelles de l’Ontario (MRNO) et de l’Université York, 2007-2011 (Obbard, comm. pers., 2010).
  • Cherry et al. (2011)
• Détermination et description de l’habitat important pour l’ours blanc, y compris les secteurs d’aménagement de tanières et de reproduction, par levés aériens et héliportés et par techniques de radiotélémesure.
  • Kolenosky et Prevett (1983).
  • Obbard et Walton (2004).
  • En cours : Analyse supplémentaire des données récentes recueillies auprès d’ours blancs portant un collier GPS, 2007-2011 (Obbard, comm. pers., 2010).
• L’importance des zones protégées (p. ex. parc provincial Polar Bear) pour la conservation de l’ours blanc à l’aide de techniques de radiotélémesure.
  • Obbard et Walton (2004).
  • En cours : Analyse supplémentaire des données récentes recueillies auprès d’ours blancs portant un collier GPS, 2007 à2011 (Obbard, comm. pers., 2010).
• Connaissances, points de vue et pratiques des Cris vivant en zone côtière.
  • Lemelin et al. (2010).
  • Kakakespan et al. (2010).
  • Entrevues/groupes de discussion communautaires (Martha Dowsley, R. Harvey Lemelin et Dave Finch, comm. pers., 2010).
• Estimation et suivi du nombre d’ours blancs à l’aide de techniques de capture-recapture.
  • Obbard et al. (2007).
• Détermination de la répartition et des mouvements des ours blancs de la sous-population du sud de la baie d’Hudson au moyen de techniques génétiques et de radiotélémesure.
  • Crompton (2008).
  • En cours : recherche portant sur les habitudes de déplacements des ours blancs portant un collier GPS, 2007 à2011 (Obbard, comm. pers., 2010).
• Matériel de communication, tel que :
  • Note d’information n^o 3 sur les travaux de recherche menés par le MRNO sur les changements climatiques (Obbard et al., 2006) (collaboration avec le MRNO et des partenaires).
  • Rapports sur l’état des ressources : l’ours blanc. État de la sous‑population du sud de la baie d’Hudson (Obbard et al., 2007) [collaboration avec le MRNO, l’United States Geological Survey (USGS) et d’autres partenaires].
  • Rapport sur l’état des ressources (2008), en anglais et en cri (MRNO).
  • Ontario Biodiversity Strategy Status Report 2005-2010 (collaboration avec le MRNO et des partenaires).
  • Bulletin Web Our Incredible World (www.incredibleworld.ca) (financé par plusieurs partenaires, dont le MRNO et Environnement Canada).
  • Webdiffusions par Polar Bears International au sujet de la recherche portant sur l’ours blanc (www.polarbearsinternational.org/research/scientists).
  • Rapport du Comité d’experts sur l’adaptation aux changements climatiques intitulé « L’adaptation au changement climatique en Ontario » (Pearson et Burton, 2009) (collaboration avec le ministère de l’Environnement de l’Ontario et ses partenaires).
  • Rapport du Comité consultatif sur la science dans le Grand Nord intitulé « Science for a Changing Far North » (The Far North Science Advisory Panel, 2010) (collaboration avec le MRNO et des partenaires).
  • Stratégie d’adaptation aux changements climatiques de l’Ontario (www.ene.gov.on.ca/stdprodconsume/groups/lr/@ene/@resources/documents/resource/stdprod_085423.pdf)
• Participation à des réunions intergouvernementales telles que :
  • Groupe de spécialistes de l’ours blanc de l’Union Internationale pour la Conservation de la Nature.
  • Comité technique fédéral/provincial/territorial sur l’ours blanc.
  • Comité administratif fédéral-provincial-territorial de l’ours blanc.
  • Réunion de 2011 avec le Québec, le Nunavut, l’Ontario et les Premières Nations cries.
• Initiatives sur les changements climatiques, telles que :
  • Loi de 2009 sur l’énergie verte de l’Ontario.
  • Comité d’experts sur l’adaptation au changement climatique.
  • Comité consultatif scientifique du Grand Nord.
  • Plan d’action de l’Ontario contre le changement climatique.
• Plans de réaction fondés sur des scénarios.
  • Plan d’intervention du district de Cochrane du MRN visant les oursons blancs orphelins (2010).

2. Rétablissement

2.1 But du rétablissement

Le but du rétablissement de l’ours blanc en Ontario est d’avoir une sous-population viable capable de résister à l’évolution de l’environnement et d’appuyer les utilisations traditionnelles des ours blancs par les communautés cries côtières.

2.2 Objectifs en matière de protection et de rétablissement

2.3 Méthodes de rétablissement

2.4 Aire à prendre en considération dans l’élaboration d’un règlement sur l’habitat

En vertu de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD), un programme de rétablissement doit comprendre une recommandation au ministre des Richesses naturelles concernant l’aire qui devrait être prise en considération lors de l’élaboration d’un règlement sur l’habitat. Un tel règlement est un instrument juridique qui prescrit une aire comme étant l’habitat de l’espèce. La recommandation énoncée ci‑dessous par les auteurs sera l’un des nombreux éléments dont le ministre tiendra compte dans l’élaboration du règlement sur l’habitat de cette espèce.

Le Ministère des richesses naturelles de l’Ontario est déterminé à travailler conjointement et respectueusement avec les Premières Nations à la protection de l’habitat de l’ours blanc en Ontario. En mettant en œuvre les exigences de la LEVD, l’Ontario respectera l’exercice véritable des droits ancestraux et issus de traités protégés par la Constitution et répondra à toute obligation de mener des consultations. La protection de l’habitat de l’ours blanc en Ontario sera conforme aux droits existants, ancestraux ou issus de traités, des peuples autochtones reconnus et confirmés par l’article 35 de la Loi constitutionnelle de 1982, y compris l’obligation de mener des consultations.

Comme le reconnaissent les scientifiques et les communautés cries côtières, l’ours blanc de l’Ontario a besoin de la glace de mer comme habitat, particulièrement pour la chasse et l’accouplement (de novembre à juin, environ). Toutefois, l’Ontario n’a pas compétence sur les eaux de la baie d’Hudson ou de la baie James. Les ours blancs dépendent aussi de l’habitat terrestre pendant la saison sans glace ou pour la mise bas – des secteurs où l’Ontario a compétence. Par conséquent, cette recommandation est limitée à l’habitat de l’ours blanc dans la partie continentale de l’Ontario.

On retrouve l’ours blanc en forte densité le long de la rive ontarienne de la baie d’Hudson et de la côte est de la baie James, au nord d’Attawapiskat, pendant la saison sans glace, soit habituellement entre juillet et décembre (Obbard et Walton, 2004; Stirling et al., 2004; Obbard, comm. pers., 2010). Ce secteur revêt une importance vitale en qualité de refuge estival et d’habitat de repos pour les jeunes adultes, les adultes mâles, les groupes familiaux et les femelles non gravides. On y trouve également des lieux où l’ours blanc s’arrête avant la formation des glaces à l’automne. On prévoit que l’utilisation des terres s’intensifiera davantage compte tenu des changements attendus dans l’étendue des glaces de mer estivales dans cette région (Durner et al., 2009). Ainsi, il est recommandé que le littoral de l’Ontario, de la frontière du Manitoba jusqu’à la pointe Ekwan dans la baie James, ainsi qu’une portion s’étendant sur 5 km à l’intérieur des terres, soit désigné comme habitat de l’ours blanc dans un règlement sur l’habitat de l’espèce, pris en vertu de la LEVD. Une distance de 5 km a été calculée à partir de levés aériens et de données de capture qui montrent de fortes concentrations d’ours blancs en halte migratoire à cette distance de la rive (Obbard, données inédites). La communauté de Fort Severn, y compris une zone limitrophe de 5 km (c.-à-d., la limite de la communauté et 5 km au-delà de celle-ci), devrait être exclue de la zone prescrite dans la réglementation sur l’habitat puisque cette zone constitue un habitat inadéquat pour l’ours blanc en raison du développement anthropique (c.-à-d., habitations, infrastructure communautaire, aéroport et site d’enfouissement). D’autres communautés cries côtières, comme Peawanuck, Attawapiskat, Fort Albany, Kashechewan et Moosonee/Moose Factory, sont exclues de la recommandation en matière d’habitat puisqu’elles sont situées à plus de 5 km des côtes ou parce qu’elles sont au sud d’Ekwan Point.

Au-delà de cette bande riveraine de 5 km, les lieux et les tanières actives qui ne sont pas occupés, mais qui semblent appropriés pour une mise bas devraient également être désignés en tant qu’habitat de l’ours blanc. Les palses dont la hauteur est supérieure à 1,5 mètre, les eskers, les crêtes de plage élevées et les bancs de tourbe qui entourent les lacs dans un rayon de 120 km de la côte devraient être désignés comme habitat de l’ours blanc. On recommande également qu’une zone de 500 mètres entourant les tanières actives soit également désignée en tant qu’habitat de l’ours blanc, de manière à réduire la perturbation et l’abandon potentiel de la tanière. La zone entre les rivières Winisk et Severn revêt une importance particulière pour la mise bas en raison de la densité élevée de palses appropriées dans le secteur (Obbard et Walton, 2004).

Il existe peu de données sur la sensibilité des tanières des ours blancs aux perturbations (Blix et Lentfer, 1992; Armstrup, 1993). À ce titre, la recommandation suivante est fondée sur les recherches effectuées sur les ours blancs ainsi que sur des espèces semblables, comme le grizzli et l’ours noir (Ursus arctos et U. americanus, respectivement). Selon le type d’activité, la plupart des ours réagissent aux perturbations entre 200 mètres et 1 km de la tanière (Linnell et al., 2000), alors que l’ours blanc réagit aux perturbations ayant lieu jusqu’à 500 mètres d’une tanière (Blix et Lentfer, 1992; Amstrup 1993). Par conséquent, il est recommandé qu’un rayon de 500 m autour des tanières actives soit également prescrit à titre d’habitat.

Les besoins de l’ours blanc en matière d’habitat évolueront sans aucun doute avec les changements climatiques. On s’attend à ce que leur dépendance à l’égard des zones terrestres augmente avec la fonte précoce de la glace de mer en été et la formation tardive de glace de mer à l’automne. Les principaux aspects de l’habitat terrestre lui‑même devraient changer, parfois de façon spectaculaire (fonte des palses, incapacité des palses à se former, augmentation de la fréquence et de l’intensité des feux de forêt, etc.). C’est pourquoi il est recommandé que le règlement sur l’habitat soit revu régulièrement en consultation avec experts scientifiques et les communautés cries côtières, et qu’un programme de surveillance soit élaboré afin d’effectuer le suivi des principaux paramètres et tendances relatifs aux ours blancs de l’Ontario et à leur habitat.

Glossaire

Ablation :

Contraire d’accumulation – désigne tous les processus qui contribuent au retrait de la neige, des glaces ou de l’eau d’un glacier ou d’un champ de neige.

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

Comité responsable de l’évaluation et de la classification des espèces en péril au Canada.

Comité de détermination du statut des espèces en péril en Ontario (CDSEPO) :

Comité établi en vertu de l’article 3 de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition, responsable de l’évaluation et de la classification des espèces en péril en Ontario.

Cote de conservation :

Cote attribuée à une espèce ou à une communauté écologique qui indique principalement le niveau de rareté de l’espèce ou de la communauté à l’échelle mondiale (G), nationale (N) ou infranationale (S). Les cotes nationales et infranationales sont fournies pour le Canada et l’Ontario, respectivement. Ces classements, appelés cote G, cote N et cote S, ne sont pas des désignations juridiques. Le statut de conservation d’une espèce ou d’un écosystème est désigné par un chiffre de 1 à 5, précédé par les lettres G, N ou S indiquant l’échelle géographique de l’évaluation. Les significations des chiffres sont les suivantes :

1 = gravement en péril
2 = en péril
3 = vulnérable
4 = apparemment non en péril
5 = non en péril

Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD de 2007) :

Loi provinciale qui fournit une protection aux espèces en péril en Ontario.

Fidélité :

Mesure dans laquelle un organisme demeure dans un même type d’environnement.

Fragmentation de l’habitat :

Émergence de discontinuités (fragmentation) dans l’habitat ou l’environnement préféré d’un organisme. L’expression « fragmentation de l’habitat » englobe les notions suivantes :

1. réduction de la superficie totale de l’habitat;
2. diminution du rapport intérieur:bordure;
3. isolement d’un fragment d’habitat des autres secteurs de l’habitat;
4. fragmentation d’une parcelle de l’habitat en plusieurs parcelles plus petites;
5. réduction de la taille moyenne de chacune des parcelles d’habitat.

Palse :

Forme de relief constituée par le pergélisol dont la hauteur varie de 1 à 10 mètres et qui s’élève au-dessus des tourbières boréales et subarctiques.

Loi sur les espèces en péril (LEP) :

Loi fédérale qui fournit une protection aux espèces en péril au Canada. Dans cette loi, l’annexe 1 constitue la liste des espèces sauvages en péril auxquelles s’appliquent les dispositions de la LEP. Les annexes 2 et 3 contiennent des listes d’espèces qui, au moment de l’entrée en vigueur de la Loi, devaient être réévaluées. Lorsque la réévaluation de ces espèces est terminée et qu’elles ont été jugées en péril, le processus d’inscription à la liste de la LEP est suivi en vue de les intégrer à l’annexe 1.

Liste des espèces en péril en Ontario (EEPEO) :

Règlement pris en application de l’article 7 de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition qui précise le statut officiel des espèces en péril en Ontario. Cette liste a été publiée initialement en 2004 à titre de politique, et elle est devenue un règlement en 2008.

Subnival :

Zone ou couche sous la neige.

Viable :

Population dont le nombre et la répartition des individus reproducteurs sont estimés comme étant suffisants pour assurer la survie de l’espèce dans l’ensemble de son aire de répartition actuelle au sein d’une zone de planification.

Références

Amstrup, S.C. 1993. Human disturbances of denning polar bears in Alaska. Arctic 46:246-250.

Amstrup, S.C. 2003. Polar bear. Pp. 587–610 in Wild mammals of North America: biology, management, and conservation. 2nd Edition. G.A. Feldhamer, B.C. Thompson et J.A. Chapman (eds). John Hopkins University Press, Baltimore, MD.

Amstrup, S.C., I. Stirling, T.S. Smith, C. Perham et G.W. Thiemann. 2006. Recent observations of intraspecific predation and cannibalism among polar bears in the southern Beaufort Sea. Polar Biology 29: 997-1002.

Amstrup, S.C., B.G. Marcot et D.C. Douglas. 2007. Forecasting the rangewide status of polar bears at selected times in the 21st century. Administrative Report, U.S. Department of the Interior-U.S. Geological Survey, Reston, VA.

Amstrup, S.C., H. Caswell, E. DeWeaver, I. Stirling, D.C. Douglas, B.G. Marcot et C.M. Hunter. 2009. Rebuttal of “Polar bear population forecasts: A public-policy forecasting audit.” Interfaces 39(4): 353-369.

Barrie, L.A., D. Fisher et R.M. Koerner. 1985. Twentieth century trends in Arctic air pollution revealed by conductivity and acidity observations in snow and ice in the Canadian High Arctic. Atmospheric Environment 19: 2055-2063.

Bethke, R., M.K. Taylor, S.C. Amstrup et F. Messier. 1996. Population delineation of polar bears using satellite collar data. Ecological Applications 6, 311–317.

Bergen, S., G.M. Durner, D.C. Douglas et S.C. Amstrup. 2007. Predicting movements of female polar bears between summer ice foraging habitats and terrestrial denning habitats of Alaska in the 21st Century: Proposed methodology and pilot assessment. Rapport administratif. U.S. Geological Survey, Reston. 20 pp.

BESIS. 1997. The impacts of global climate change in the Bering Sea region. Bering Sea Impacts Study (BESIS). International Arctic Science Committee. Oslo, Norway. vi + 41 pp.

Blix, A.S., et J.W. Lentfer. 1992. Noise and vibration levels in artificial polar bear dens as related to selected petroleum-exploration and developmental activities. Arctic 45: 20-24.

Brousseau, C.S. et G.A. Goodchild. 1989. Fisheries and yields in the Moose River Basin, Ontario. In Proceedings of the International Large River Symposium. Can. Spec. Publ. Fish. Aquat. Sci. 106. Edited by D.P. Dodge. p145-158.

Burek, K.A., Gulland, F.M.D. et T. O’Hara. 2008. Effects of climate change on Arctic Marine Mammal Health. Ecological Applications 18: S126-S134.

Calvert, W., et I. Stirling. 1990. Interactions between polar bears and overwintering walruses in the central Canadian High Arctic. International Conference on Bear Research and Management 8: 351-356.

CARC (Canadian Arctic Resources Committee). 2010. Site Web : www.carc.org [consulté le 21 novembre 2010]. (en anglais seulement)

CBC (Canadian Broadcasting Corporation). 2011. Quebec to host polar bear meeting amid concerns. Site Web : www.cbc.ca/news/canada/north/story/2011/04/06/quebec-hudson-bay-polar-bear.html [consulté en avril 2011]. (en anglais seulement)

Cherry, S.G., A.E. Derocher, K.A. Hobson, I. Stirling et G.W. Thiemann. 2011. Quantifying dietary pathways of proteins and lipids to tissues of a marine predator. Journal of Applied Ecology 48: 373-381.

Cohen, S.J. 1997. What if and so what in northwest Canada: Could climate change make a difference to the future of the Mackenzie basin? Arctic 50: 293–307.

Crompton, A.E., M.E. Obbard, S.D. Petersen et P.J. Wilson. 2008. Population genetic structure in polar bears (Ursus maritimus) from Hudson Bay, Canada: Implications of future climate change. Biological conservation 141: 2528-2539.

Cronin, M.A., S.C. Amstrup et K.T. Scribner. 2006. Microsatellite DNA and mitochondrial DNA variation in polar bears (Ursus maritimus) from the Beaufort and Chukchi Seas , Alaska. Canadian Journal of Zoology 84: 655–660.

COSEWIC. 2008. COSEWIC assessment and update status report on the polar bear Ursus maritimus in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada. Ottawa. vii + 75 pp. (Également disponible en français : COSEPAC. 2008. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’ours blanc (Ursus maritimus) au Canada – Mise à jour. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. vii + 84 p.)

DeMaster, D.P. et I. Stirling. 1981. Ursus maritimus. Polar bear. Mammalian Species 145:1-7.

Derocher, A.E., données inédites. 2010. Edmonton (Alb.), University of Alberta.

Derocher, A.E. et I. Stirling. 1990. Distribution of polar bears (Ursus maritimus) during the ice-free period in western Hudson Bay. Canadian Journal of Zoology 68: 1395-1403.

Derocher, A.E. et I. Stirling. 1994. Age-specific reproductive-performance of female polar bears (Ursus maritimus). Journal of Zoology 234: 527-536.

Derocher, A.E. et I. Stirling. 1998. Maternal investment and factors affecting offspring size in polar bears (Ursus maritimus). Journal of Zoology 245: 253-260.

Derocher, A.E. et Ø. Wiig. 1999. Infanticide and cannibalism of juvenile polar bears (Ursus maritimus) in Svalbard. Arctic 52: 307–10.

Derocher, A.E., I. Stirling et D. Andriashek. 1992. Pregnancy rates and serum progesterone levels of polar bears in western Hudson Bay. Canadian Journal of Zoology 70: 561-566.

Derocher, A.E., Andriashek, D., et I. Stirling. 1993. Terrestrial Foraging by Polar Bears during the Ice-Free Period in Western Hudson Bay. Arctic. 46: 251-254.

Derocher, A. E., I. Stirling et W. Calvert. 1997. Male-biased harvesting of polar bears in western Hudson Bay. Journal of Wildlife Management 61: 1075–1082.

Derocher, A.E., Ø. Wiig et M. Andersen. 2002. Diet composition of polar bears in Svalbard and the western Barents Sea. Polar Biology 25: 448-452.

Derocher, A.E., H. Wolkers, T. Colborn, M. Schlabach, T.S. Larsen et Ø. Wiig. 2003. Contaminants in Svalbard polar bear samples archived since 1967 and possible population level effects. The Science of the Total Environment 301: 163-174.

Derocher, A.E., N.J. Lunn et I. Stirling. 2004. Polar Bears in a warming climate. Integrative and Comparative Biology 44: 163-176.

Derocher, A.E., M. Andersen et Ø. Wiig. 2005. Sexual dimorphism of polar bears. Journal of Mammalolgy 876: 895-901.

Derocher, A.E., M. Andersen, Ø. Wiig et J. Aars. 2010. Sexual dimorphism and the mating ecology of polar bears (Ursus martimus) at Svalbard. Behavioural Ecology and Sociobiology 64: 939-946.

Dowsley, M. 2007. Inuit Perspectives on Polar Bears (Ursus maritimus) and Climate Change in Baffin Bay, Nunavut, Canada. Research and Practice in Social Sciences. 2: 53-74.

Durner, G. M., D.C. Douglas, R.M. Neilson, S.C. Amstrup, T.L. McDonald, I. Stirling, M. Mauritzen, E.W. Born, Ø. Wiig, E. DeWeaver, M.C. Serreze, S.E. Belikov, M.M. Holland, J. Maslanik, J. Aars, D.A. Bailey et A.E. Derocher (2009) Predicting 21st-century polar bear habitat distribution from global climate models. Ecological Monographs 79: 25-58.

Dyck, M.G. 2006. Characteristics of polar bears killed in defence of life and property in Nunavut, Canada, 1970–2000. Ursus 17: 52–62.

Dyck, M.G., et K.J. Daley. 2002. Cannibalism of a Yearling Polar Bear (Ursus maritimus) at Churchill, Canada. Arctic 55: 190-192.

Dyck, M.G. et E. Kebreab. 2009. Estimating the Energetic Contribution of Polar Bear (Ursus maritimus) Summer Diets to the Total Energy Budget. Journal of Mammalogy. 90: 585-593.

Endangered Species Act. 2007. Statutes of Ontario 2007, Chapter 6. (Également disponible en français : Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition. 2007. Lois de l’Ontario 2007, chapitre 6.)

Engelhardt, F.R. 1983. Petroleum effects on marine mammals. Aquatic Toxicology 4: 199-217.

Ferguson, S.H, M.K. Taylor, E. Born, A. Rosing-Asvid et F. Messier. 1999. Determinants of Home Range Size for Polar Bears (Ursus maritimus). Ecology Letters 2: 311–318.

Ferguson, S.H., M.K. Taylor et F. Messier. 2000. Influence of sea ice dynamics on habitat selection by polar bears. Ecology 81: 761-772.

Ferguson, S.H., M.K. Taylor, E.W. Born, A. Rosling-Asvid et F. Messier. 2001. Activity and Movement Patterns of Polar Bears inhabiting consolidated versus active pack ice. Arctic 54: 49-54.

Fiori, S.M. et S.M. Zalba. 2003. Potential impacts of petroleum exploration and exploitation on biodiversity in a Patagonian Nature Reserve, Argentina. Biodiversity and Conservation. 12: 1261-1270.

Fish and Wildlife Conservation Act. 1997. Statutes of Ontario 1997, Chapter 41. (Également disponible en français : Loi de 1997 sur la protection du poisson et de la faune. 1997. Lois de l’Ontario 1997, chapitre 41.)

Flannigan, M.D., B.J. Stocks et B.M. Wotton. 2000. Climate change and forest fires. The Science of the Total Environment 262: 221–229.

Forbes, L.B. 2000. The occurrence and ecology of Trichinella in marine mammals. Veterinary Parasitology 93: 321-334.

Furnell, D.J. et R.E. Schweinsburg. 1984. Population dynamics of central Canadian Arctic polar bears. Journal of Wildlife Management 48: 722-728.

Garner, G.W., J.F. Evermann, J.T. Saliki, E.H Follmann et A.J. McKeirnan. 2000. Mirbillivirus ecology in polar bears (Ursus martimus). Polar Biology 23: 474-478.

Geraci, J.R. et V.J. Lounsbury. 2005. Marine Mammals Ashore: A Field Guide for Strandings, Second Edition. National Aquarium in Baltimore: Baltimore, MD.

Gleason, J.S. et K.D. Rode. 2009. Polar bear distribution and habitat association reflect long-term changes in fall sea ice conditions in the Alaskan Beaufort Sea. Arctic 62: 405-417.

Griffiths, D., N.A. Øritzland et T. Øritzland. 1987. Marine mammals and petroleum activities in Norwegian waters. Fisken Havet 1: 1-179.

Griffin, B.J., K.E. Kohfeld, A.B. Cooper et G. Boenisch. 2010. Importance of location for describing typical and extreme wind speed behaviour. Geophysical Resource Letter 37: 1-6.

Hammill, M.O. et T.G. Smith. 1991. The role of predation in the ecology of the ringed seal in Barrow Strait, Northwest Territories, Canada. Marine Mammal Science. 7: 123-135.

Harington, C.R. 1968. Denning habits of the polar bear (Ursus maritimus Phipps) (Report Series 5). Canadian Wildlife Service, Ottawa.

Hobson, K.A et I. Stirling. 1997. Low variation in bloodξ13C among Hudson Bay polar bears: implications for metabolism and tracing terrestrial foraging. Marine Mammal Science 13: 359–367.

Hobson, K.A., I. Stirling et D.S. Andriashek. 2009. Isotopic homogeneity of breath CO₂ from fasting and berry-eating polar bears: implications for tracing reliance on terrestrial foods in a changing Arctic. Canadian Journal of Zoology 87: 50-55.

Hunter, C.M., H. Caswell, M.C. Runge, E.V. Regehr, S.C. Amstrup et I. Stirling. 2010. Climate change threatens polar bear populations: a stochastic demographic analysis. Ecology 91: 2883-2897.

Hunter, George. Communication personnelle adressée à C. Chenier. 2010.

Hurst, F.J. et N.A. Øritsland. 1982. Polar bear thermoregulation: effect of oil on the insulatative properties of the fur. Journal of Thermal Biology 7: 201-208.

Hurst, R.J., Watts, P.D. et Øritsland, N.A. 1991. Metabolic compensation in oil-exposed polar bears. Journal of Thermal Biology 16: 53-56.

IUCN. 2010a. Polar Bear Specialist Group, Greenland Institute of Natural Resources. Site Web : (actuellement pas un lien actif) [consulté en octobre 2010].

IUCN Standards and Petitions Subcommittee. 2010b. Guidelines for Using the IUCN Red List Categories and Criteria. Version 8.1. Préparé par le Standards and Petitions Subcommittee en March 2010. Site Web : http://intranet.iucn.org/webfiles/doc/SSC/RedList/RedListGuidelines.pdf (actuellement pas un lien actif) [consulté en novembre 2010].

Kakekaspan, M., T. Miles, H. Lemelin, M. Dowsley, M. Beaulieu, M. Taylor, F. Siebel, B. Walmark. 2010. Giving Voice to Bear: Cree Observations and Documentation of Wabusk in Ontario: Research Report. Washaho Cree Nation, KORI, Centre for Northern Studies (Thunder Bay). pp 24.

Kakekaspan, G. Observation personnelle. Première Nation de Fort Severn.

Kirk, J.L. et V.L. St. Louis. 2009. Multiyear Total and MethylMercury Exports from Two Major Sub-Arctic Rivers Draining into Hudson Bay, Canada. Environmental Science and Technology 43: 2254-2261.

Kolenosky, G. B. et J. P. Prevett. 1983. Productivity and maternity denning of polar bears in Ontario. International Conference on Bear Research and Management 5: 238–45.

Kolenosky, G.B., K.F. Abraham et C.J. Greenwood. 1992. Polar Bears of Southern Hudson Bay. Polar Bear Project, 1984-1988. Ontario Ministry of Natural Resources, Maple (Canada). Rapport final inédit.

Kucklick, J.R., W.D. Struntz, P.R. Becker, G.W. York, T.M. O’Hara et J.E. Bohonowych. 2002. Persistent organochlorine pollutants in ringed seals and polar bears collected from northern Alaska. The Science of the Total Environment 287: 45-59.

Kucklick, J.R., M.M. Krahn, P.R. Becker, B.J. Porter, M.M. Schantz, G.S. York, T.M. O’Hara et S.A. Wise. 2006. Persistent organic pollutants in Alaskan Ringed Seal (Phoca Hispida) and Walrus (Odobenus Rosmarus) blubber. Journal of Environmental Monitoring 8: 848-854.

Laberge, M. et S. Payette. 1995. Long-Term Monitoring of Permafrost Change in a Palsa Peatland in Northern Quebec, Canada: 1983-1993. Arctic and Alpine Research 27: 167-171.

Laidre, K.L, I. Stirling, L.F. Lowry, O. Wii, M.P. Heid-Jorgensen et S.H. Ferguson. 2008. Quantifying the sensitivity of arctic marine mammals to climate-induced habitat change. Ecological Application 17: 97-125.

Lemelin, R.H. Communication personnelle adressée à M.B. Tonge et T.L. Pulfer. 2010.

Lemelin, R.H., M. Dowsley, B. Walmark, F. Siebel, L. Bird, G. Hunter, T. Myles, M. Mack, M. Gull et M. Kakekaspan. 2010. Wabusk of Omushkegouk: Cree-Polar Bear (Ursus maritimus) Interactions in Northern Ontario. Human Ecology. 38: 803-815.

Linnell, J.D., J.E. Swenson, R. Andersen et B. Barnes. 2000. How vulnerable are denning bears to disturbance? Wildlife Society Bulletin. 28: 400-413.

Lipnick, R.L. 2000. Persistent, bioaccumulative, and toxic chemicals I: fate and exposure. American Chemical Society: Washington, D.C. 308 pp.

Lu, J.Y., W.H. Schroeder, L.A. Barrie et A. Steffen. 2001. Magnification of atmospheric mercury deposition to polar regions in springtime: the link to tropospheric and ozone depletion chemistry. Geophysical research letters 28: 3219-3222.

Lunn, N.J., S. Schliebe et E.W. Born, editors. 2002. Polar Bears. Proceedings of the Thirteenth Working Meeting of the IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group. Occasional Paper of the IUCN Species Survival Commission No. 26. International Union for Conservation of Nature and Natural Resources, Gland, Switzerland. 153 pp

Lunn, N.J., M. Branigan, E.L. Carpenter, K. Chaulk, B. Doidge, J. Galipeau, D. Hedman, M. Huot, R. Marag, M. Obbard, R. Otto, I. Stirling, M. Taylor et S. Woodley. 2006. Polar bear management in Canada 2001– 2004. in Aars, J., Lunn, N.J. et Derocher, Infonorth. (eds.). Polar bear management in Canada 2001– 2004 in Aars, J., Lunn, N.J. et Derocher, Infonorth (eds.). Polar bears: Proceedings of the 14th Working Meeting of the IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, 20–24 June 2005, Seattle, Washington, USA. Occasional Paper of the IUCN 32. Gland, Switzerland: Species Survival Commission 117–132.

Mauritzen, M., A.E. Derocher et Ø. Wiig. 2001. Space-use strategies of female polar bears in a dynamic sea ice habitat. Canadian Journal of Zoology 79: 1704-1713.

McDonald, M., L. Arragutainaq et Z. Novalinga. 1997. Voices from the Bay: Traditional Knowledge of Inuit and Cree in the Hudson Bay Bioregion. Ottawa: Canadian Arctic Resources Committee.

McPherson, G., J.R. Simpson, P.J. Peper, S.E. Maco et Q. Xiao. 2005. Municipal forest benefits and costs in Five US Cities. Journal of Forestry 103(8): 411–416.

Miles, T. Communication personnelle adressée à M.B. Tonge et T.L. Pulfer. 2010.

Monnett, C., et J.S. Gleason. 2006. Observations of mortality associated with extended open-water swimming by polar bears in the Alaskan Beaufort Sea. Polar Biology 29: 681-687.

Obbard, M.E. 2007. Ontario Report to the 39th Meeting of the Federal-Provincial Polar Bear Technical Committee, 6-9 February 2007, Edmonton, Canada. Ontario Ministry of Natural Resources, Wildlife Research and Development Section, Peterborough, Canada, rapport inédit.

Obbard, M.E. Commununications personnelles adressées à M.B. Tonge et T.L. Pulfer. 2010.

Obbard, M.E. Données inédites. 2010. Peterborough (Ontario). Ministère des Richesses naturelles de l’Ontario.

Obbard, M.E. et L. R. Walton. 2004. The importance of Polar Bear Provincial Park to the Southern Hudson Bay polar bear population in the context of future climate change. P. 105-116 in C.K. Rehbein, J.G. Nelson, T.J. Beechey et R.J. Payne, editors. Parks and protected areas research in Ontario, 2004: planning northern parks and protected areas. Proceedings of the Parks Research Forum of Ontario Annual General Meeting, May 4-6, 2004, Thunder Bay, ON.

Obbard, M.E., M.R. Cattet, T. Moody, L.R. Walton, D. Potter, J. Ingles et C. Chenier. 2006. Temporal trends in the body condition of southern Hudson Bay Polar Bears. Climate Change: Research Information Note, No 3. Ontario Ministry of Natural Resources. Applied Research and Development Branch. pp 1-8.

Obbard, M.E., T.L. McDonald, E.J. Howe, E.V. Regehr et E.S. Richardson. 2007. Polar Bear Population Status in Southern Hudson Bay, Canada. Pp. 1-36 in Administrative Report: USGS Science Strategy to Support U.S. Fish and Wildlife Service Polar Bear Listing Decision. U.S. Geological Survey, Reston, Virginia.

Obbard, M.E., G.W. Thiemann, E. Peacock et T.D. DeBruyn (eds) (2010). Polar Bears: Proceedings of the 15th Working Meeting of the IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, Copenhagen,Denmark, 29 June–3 July 2009. Gland, Switzerland and Cambridge, UK: IUCN. vii + 235 pp. [Utilisé avec autorisation]

Olsgard, F. et J.S. Gray. 1995. A comprehensive analysis of the effects of offshore oil and gas exploration and production on the benthic communities of the Norwegian continental shelf. Marine Ecology Progress Series 122: 277-306.

OMNR (Ontario Ministry of Natural Resources). 1980. Polar Bear Provincial Park Master Plan. Ontario Ministry of Natural Resources, Toronto, Ontario.

OMNR (Ontario Ministry of Natural Resources). 2008. State of resources reporting: polar bears in Ontario. Site Web :www.mnr.gov.on.ca/stdprodconsume/groups/lr/@mnr/@sorr/documents/document/263710.pdf (actuellement pas un lien actif)

Øritsland, N.A., F.R. Engelhardt, F.A. Juck, R.J. Hurst et P.D. Watts. 1983. Effect of crude oil on polar bears. Environmental Studies. Indian and Northern Affairs 24: 1-268 (Également disponible en français : Effets du pétrole brut sur les ours blancs. Étude environnementale. Affaires indiennes et du Nord Canada 24: 1-292)

Paetkau, D., W. Calvert, I. Stirling et C. Strobeck. 1995. Microsatellite analysis of population structure in Canadian polar bears. Molecular Ecology 4: 347-354.

Paetkau, D., S.C. Amstrup, E.W. Born, W. Calvert, A.E. Derocher, G.W. Garner, F. Messier, I. Stirling, M.K. Taylor, Ø. Wiig et C. Strobeck. 1999. Genetic structure of the world’s polar bear populations. Molecular Ecology 8: 1571–1584.

Parks, E.K., A.E. Derocher et N.J. Lunn. 2006. Seasonal and annual movement patterns of polar bears on the sea ice of Hudson Bay. Canadian Journal of Zoology. 84: 1281-1294.

Peacock, E., A.E. Derocher, N.J. Lunn et M.E. Obbard. 2010. Pp. 93-115. Polar Bear Ecology and Management in Hudson Bay in the Face of Climate Change. In A little less Arctic. Springer Science, Toronto.

Pearson, D., et I. Burton. 2009. Adapting to Climate Change in Ontario: Towards the Design and Implementation of a Strategy and Action Plan. Queen’s Printer for Ontario: Toronto, Ontario. 96 pp.

Poehlmann and Associates. 1997. Synthesis report of the information contained within the geoscience catalogue pertaining to the Moose River Basin with particular reference to the aquatic environment. Ontario Ministry of Natural Resources, Environmental Information Partnership, South Porcupine (Ontario). 37p. + app.

Pomeroy, L.R. 1997. Primary production in the Arctic Ocean estimated from dissolved oxygen. Journal of Marine Sciences 10: 1-8.

Pryor, S.C. et R.J. Barthelmie. 2010. Climate change impacts on wind energy: A review. Renewable and Sustainable Energy Review. 14: 430-437.

Quakenbush, L., K. Beckmen et C.D. Brower. 2009. Rehabilitation and release of marine mammals in the United States: Concern from Alaska. Marine Mammal Science 25: 994-999.

Ramsay, M.A. et K.A. Hobson. 1991. Polar Bears make little use of terrestrial food webs: evidence from stable-carbon isotope analysis. Oecologica 86: 598-600.

Ramsay, M.A. et I. Stirling. 1986. On the mating system of polar bears. Canadian Journal of Zoology 64:2142-2151.

Ramsay, M.A. et I. Stirling. 1988. Reproductive biology and ecology of female polar bears (Ursus maritimus). Journal of Zoology (London) 214:601-634.

Ramsay, M.A. et I. Stirling. 1990. Fidelity of female polar bears to winter-den sites. Journal of Mammalogy 71: 233-236.

Regehr, E.V., N.J. Lunn, S.C. Amstrup et I. Stirling. 2007. Effects of earlier sea ice breakup on survival and population size of polar bears in western Hudson Bay. Journal of Wildlife Management 71:2673–2683.

Regehr, E.V., C.M. Hunter, H. Caswell, S.C. Amstrup et I. Stirling. 2010, Survival and breeding of polar bears in the southern Beaufort Sea in relation to sea ice. Journal of Animal Ecology 79:117–127.

Resource Tourism Operators Act. 2002. Continuing Consolidation of the Statutes of Manitoba. Chapter R119.5. Site Web : Loi sur les exploitants d'entreprises touristiques axées sur la nature

Reynolds, J.E. III et S.A. Rommel. 1999. Polar Bear (Ursus Maritimus). Pp. 218-286. In: Biology of Marine Mammals (eds). Smithsonian Institution Press: Washington, D.C.

Richardson, E., I. Stirling et D.S. Hik. 2005. Polar bear (Ursus maritimus) maternity denning habitat in western Hudson Bay: a bottom-up approach to resource selection functions. Canadian Journal of Zoology 83: 860–870.

Richardson, E., I. Stirling et B. Kochtubajda. 2007. The effects of forest fires on polar bear maternity denning habitat in western Hudson Bay. Polar Biology 30:369–378.

Russell, R.H. 1975. The food habits of polar bears of James Bay and Southwest Hudson Bay in summer and autumn. Arctic 28:117-129.

Schliebe, S., Ø. Wiig, A. Derocher et N. Lunn. 2008. Ursus maritimus. In: IUCN, 2010. IUCN Red List of Threatened Species. Version 2010.4. Site Web : www.iucnredlist.org [consulté en novembre 2010].

Simmonds, M.P. et S.J. Issac. 2007. The impacts of climate change on marine mammals: early signs of significant problems. Oryx 41:19-26.

Skaare, J.U., H.J. Larsen, E. Lie, A. Bernhoft, A.E. Derocher, R. Norstrom, E. Ropstad, N.F. Lunn et Ø. Wiig. 2002. Ecological risk assessment of persistent organic pollutants in the arctic. Toxicology 181-182: 193-197.

Smith, T.G. 1980. Polar bear predation of ringed and bearded seals in the landfast sea ice habitat. Canadian Journal of Zoology 58:2201-9.

Smith, T.G. 1985. Polar Bears, Ursus maritimus, as predators of belugas, Delphinapterus leucas. Canadian Field Naturalist 99:71-75.

Smith, T.G. 1987. The ringed seal, Phoca hispida, of the Canadian western Arctic. Canadian Bulletin of Fisheries and Aquatic Sciences. Ottawa. Vi + 81.

Smith, T.G. et B. Sjare. 1990. Predation of belugas and narwhals by polar bears in nearshore areas of the Canadian High Arctic. Arctic 43:99-102.

Smith, T.G. et I. Stirling. 1975. The breeding habitat of the ringed seal (Phoca hispida): The birth lair and associated structures. Canadian Journal of Zoology 53:1297–1305.

Smith, T.G. et I. Stirling. 1978. Variation in the density of ringed seal (Phoca hispida) birth lairs in the Amundsen Gulf, Northwest Territories. Canadian Journal of Zoology 56:1066–1071.

Sollid, J.L. et L. Soebel. 1998. Palsa Bogs as a Climate Indicator: Examples from Dovrefjell, Southern Norway. Ambio 27:287-291.

Sonne, C. 2010. Health effects from long-range transported contaminants in Arctic top predators: An integrated review based on studies of polar bears and relevant model species. Environment International 36: 461-491.

Stirling, I. 1974. Midsummer observations on the behavior of wild polar bears. Canadian Journal of Zoology 52:1191-1198.

Stirling, I. 1988. Polar Bears. University of Michigan Press. Ann Arbor, Michigan. vi + 220.

Stirling, I. 1990. Polar bears and oil: Ecological perspectives. Pages 223–34 in J. R. Geraci et D. J. St. Aubin, eds. Sea mammals and oil: Confronting the risks. Academic Press, San Diego, CA.

Stirling, I. 1992. Bears of the World. Natural history series. Key Porter Books Limited. Toronto (Ontario). vi + 220.

Stirling, I. 1997. The importance of polynyas, ice edges, and leads to marine mammals and birds. Journal of Marine Systems. 10: 9-21.

Stirling, I. 2006. Polar bear. Pp. 580—583 in The Princeton Encyclopedia of Mammals (Macdonald, D.W., ed.). Princeton University Press, Princeton, NJ.

Stirling, I. et A.E. Derocher. 1993. Possible impacts of climatic warming on polar bears. Arctic 46:240-245.

Stirling, I. et E.H. McEwan. 1975. The caloric value of whole ringed seals in relation to polar bear ecology and hunting behavior. Canadian Journal of Zoology 53:1021-1027.

Stirling, I. et N.A. Øritsland. 1995. Relationships between estimates of ringed seal (Phoca hispida) and polar bear (Ursus maritimus) populations in the Canadian Arctic. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 52:2594-2612.

Stirling, I. et C.L. Parkinson. 2006. Possible effects of climate warming on selected populations of polar bears (Ursus maritimus) in the Canadian Arctic. Arctic 59:261-275.

Stirling, I. et T.G. Smith. 1975. Interrelationships of Arctic Ocean mammals in the sea ice habitat. Circumpolar Conference on Northern Ecology 2:129–36.

Stirling, I. et T.G. Smith. 2004. Implications of warm temperatures and an unusual rain event for the survival of ringed seals on the coast of Southeastern Baffin Island. Arctic 57:59-67.

Stirling, I., W. Calvert et D. Andriashek. 1980. Population ecology studies of the polar bear in the area of southeastern Baffin Island (Occasional Paper No. 44). Canadian Wildlife Service, Ottawa. (Également disponible en français : Études écologiques de la population d’ours blancs dans le sud-est de l’île Baffin (Publication hors-série n°44). Service canadien de la faune, Ottawa.)

Stirling, I., W. Calvert et D. Andriashek. 1984. Polar bear ecology and environmental considerations in the Canadian High Arctic. Pp. 201-222 in: R. Olson, F. Geddes and R. Hastings (Eds.). Northern Ecology and Resource Management. University of Atlanta Press.

Stirling, I., N.J. Lunn et J. Iacozza. 1999. Long-term trends in the population ecology of polar bears in western Hudson Bay in relation to climatic change. Arctic 52: 294-306.

Stirling, I., N.J. Lunn, J. Iacozza, C. Elliott et M. Obbard. 2004. Polar bear distribution and abundance on the southwestern Hudson Bay coast during open water season, in relation to population trends and annual ice patterns. Arctic 57:15-26.

Stokes, K., S.P. McGovern et W. Fiset. 1999. Potential impacts of hydroelectric development on aquatic environments: a selected annotated bibliography with emphasis on the Moose River Basin. OMNR, Boreal Science, Northeast Science et Technology, and the Environmental information Partnership, South Porcupine (Ontario). 164p. + iii.

Taylor, M., B. Elkin, N. Maier et M. Bradley. 1991. Observation of a polar bear with rabies. Journal of Wildlife Diseases 27:337-339.

Taylor, M. et J. Lee. 1995. Distribution and abundance of Canadian polar bear populations – a management perspective. Arctic 48: 147-154.

Taylor, M.K., S. Akeeagok, D. Andriashek, W. Barbour, E. W. Born, W., Calvert, H.D. Cluff, S. Ferguson, J. Laake, A. Rosing-Asvid, I. Stirling et F. Messier. 2001. Delineating Canadian and Greenland polar bear (Ursus maritimus) populations by cluster analysis of movements. Canadian Journal of Zoology 79, 690–709.

The Far North Science Advisory Panel. 2010. Science for a Changing Far North. The Report of the Far North Science Advisory Panel. A report submitted to the Ontario Ministry of Natural Resources. Queen’s Printer for Ontario: Toronto, Ontario. 112 pp.

Thiemann, G.W., S.J. Iverson et I. Stirling. 2008. Polar bear diets and arctic marine food webs: insights from fatty acid analysis. Ecological Monographs 78:591–613.

Towns, L., A.E. Derocher, I. Stirling, N.J. Lunn et D. Hedman. 2009. Spatial and temporal patterns of problem polar bears in Churchill, Manitoba. Polar Biology 32:1529–1537.

Towns, L., A.E. Derocher, I. Stirling et N.J. Lunn. 2010. Changes in Land Distribution of Polar Bears in Western Hudson Bay. Arctic 63:206-212.

Tynan, C.T. et D.P. DeMaster. 1997. Observations and predictions of Arctic climate change: potential effects on marine mammals. Arctic 50: 308-322

UNEP; Nellemann, C., L. Kullerud, L., I. Vistnes, B.C. Forbes, G. P. KoWnas, B. P. Kaltenborn, O. Grøn, D. Henry, M. Magomedova, C. Lambrechts, T. S. Larsen, P. J. Schei, R. Bobiwash. 2001, GLOBIO—global methodology for mapping human impacts on the biosphere. United Nations Environmental Programme, Nairobi.

Varrin, R., J. Bowman et P.A. Gray. 2007. The known and potential effects of climate change on biodiversity in Ontario’s terrestrial ecosystems: Case studies and recommendations for adaptation. 58 pp.

Ward, L., G. Silber, R. Baumstark et T. Pulfer. 2005. Characterization of ship traffic patterns in right whale critical habitat. Coastal Management 33: 263-278.

York, G. 2009. WWF Polar Bear Species Action Plan. DRAFT. Non disponible en ligne actuellement. Pp. 85,

Zuidhoff, F.S. et E. Kolstrup. 2000. Changes in palsa distribution in relation to climate change in Laivadalen, northern Sweden, especially 1960–1997. Permafrost and Periglacial Processes 11:55–69.

Annexe 1

Catégories d’évaluation des menaces de l’UICN

Gravité du dommage : Niveau de dommage auquel on peut raisonnablement s’attendre.

Très élevé

La menace est susceptible de détruire ou d’éliminer les populations d’ours blancs et/ou leur habitat dans une partie de l’occurrence de l’espèce

Élevé

La menace est susceptible de détériorer gravement les populations d’ours blancs et/ou leur habitat dans une partie de l’occurrence de l’espèce

Moyen

La menace est susceptible de détériorer modérément les populations d’ours blancs et/ou leur habitat dans une partie de l’occurrence de l’espèce

Faible

La menace est susceptible de ne nuire que légèrement aux populations d’ours blancs et/ou leur habitat dans une partie de l’occurrence de l’espèce

Portée des dommages : Portée géographique des effets sur les ours blancs dans leur domaine vital à laquelle on peut raisonnablement s’attendre.

Très élevée

La menace est susceptible d’être très répandue ou généralisée et d’affecter l’ours blanc là où on le retrouve en Ontario

Élevée

La menace est susceptible d’être répandue et d’affecter l’ours blanc dans la plupart des endroits où on le retrouve en Ontario

Moyen

La menace est susceptible d’être localisée et d’affecter l’ours blanc à certains des endroits où on le retrouve en Ontario

Faible

La menace est susceptible d’être très localisée et d’affecter l’ours blanc seulement dans quelques-uns des endroits où on le retrouve Ontario

Irréversibilité : Réversibilité de la menace.

Très élevée :

En pratique, la menace n’est pas réversible

Élevée :

La menace est réversible, mais elle n’est pas abordable sur le plan pratique

Modérée :

La menace est réversible, mais il faudra un engagement raisonnable et des ressources supplémentaires

Faible : 

La menace est réversible à un coût relativement faible

Annexe 2

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Polar Bear Score Card: A Standardized Fatness Index = Fiche d’évaluation de l’ours blanc : Indice d’adiposité normalisé

Skinny: Skinny, emaciated appearance, vertebrae, ribs and hip bones externally visible without palpation, no fat palpable between skin and muscle over the dorsal body, hips or lower rump. = Maigre : Apparence maigre et émaciée, vertèbres, côtes et hanches apparentes sans palpation, aucun gras palpable entre la peau et les muscles sur la partie dorsale, les hanches ou la croupe.

Thin: Thin, vertebrae and hip bones (but not ribs) partially visible, easily palpable under the skin, little/no fat between skin and muscle over the back, small amounts of fat detectable on lower rump. = Mince : Mince, vertèbres et hanches apparentes (mais pas les côtes), facilement palpables sous la peau, peu ou pas de gras entre la peau et les muscles sur le dos, petites quantités de gras perceptibles sur la croupe.

Average: Average healthy appearance, vertebrae/hip bones not visible, upper 1/3 to ½ of the spinal column can be felt under the skin, detectable layer of fat between skin and muscle over rear half of body, thickening slightly but detectably over lower rump. = Moyen : Apparence saine en moyenne, vertèbres et hanches non visibles, le tiers ou la moitié de la colonne vertébrale peut être sentie sous la peau, couche de gras détectable entre la peau et les muscles sur la partie postérieure du corps, laquelle couche s’épaissit légèrement de façon perceptible sur la croupe.

Fat: Fat, vertebrae/hip bones not visible, palpation reveals fat deposited over upper vertebrae, hip bones difficult to feel through fat, fat thick over rump, a hand rubbed above the rump will initiate ripples in the skin over fat layer. = Gras : Gras, vertèbres et hanches non visibles, la palpation révèle que de la graisse s'est déposée sur les vertèbres supérieures, que les os de la hanche sont peu perceptibles à travers la graisse, que la graisse est épaisse sur la croupe, et que le frottement d’une main sur la croupe, là où se trouve la graisse, provoque des ondulations dans la peau.

Very Fat: Obese, vertebrate/hip bones undetectable by palpation, thick layer of fat is apparent between skin and muscle, 2/3 of the way up the back and over rump, a hand rubbed on lower back above rump sets off waves of rolling fat, possibly jiggling. = Très gras : Obèse, vertèbres et os des hanches indétectables par palpation, une épaisse couche de graisse est apparente entre la peau et les muscles aux deux tiers du dos et sur la croupe, le frottement d’une main sur le bas du dos, au dessus de la croupe, provoque une ondulation de la graisse, et peut-être même son ballottement. 

Condition: This is a subjective determination of bear’s body condition based on assessment of body fat. = État : Il s’agit d'une détermination subjective de l’état corporel de l’ours fondée sur l’évaluation de la masse adipeuse.