Évaluation scientifique aux fins de la désignation de l’habitat essentiel de la population boréale du Caribou des bois au Canada - Mise à jour 2011 : Résultats

La description de l’habitat essentiel du caribou boréal comprend la délimitation et la description de l’emplacement de l’aire de répartition ainsi que le degré de certitude de la délimitation (section 3.1), l’évaluation intégrée de l’aire de répartition (section 3.2), l’information sur laquelle est fondée la détermination des seuils de gestion en fonction de la perturbation (section 3.3) et la description des principaux attributs biophysiques (section 3.4). Des fiches où sont regroupés les résultats propres à chaque aire de répartition avec de l’information complémentaire pour la détermination de l’habitat essentiel ont aussi été préparées (annexe 7.10).

Des changements importants ont touché la délimitation des aires de répartition du caribou boréal depuis l’Examen scientifique de 2008, plus particulièrement celles des Territoires du Nord-Ouest, de l’Alberta et de l’Ontario (figure 13). Comme dans l’Examen scientifique de 2008, en tout, 57 aires de répartition sont encore reconnues par les différentes compétentes concernées au Canada. Toutefois, des changements sont survenus dans certaines compétences, le nombre d’aires ayant diminué dans certains cas (T. N.- O.) et augmenté dans d’autres (Ontario). Le tableau 10 est la synthèse de la distribution des aires de répartition du caribou boréal dans trois catégories de désignation.

D’après l’information fournie par EC, les principaux changements ayant touché les aires de répartition du caribou boréal au Canada depuis le dépôt de l’Examen scientifique de 2008 sont les suivants :

• Ontario : la province a délimité des aires de répartition préliminaires dans le cadre de la mise en œuvre du Plan de protection du caribou des bois en Ontario (MRNO, sans date). La province fait état de neuf aires de répartition dans sa mise à jour, alors qu’il y en avait quatre dans l’Examen scientifique de 2008.
• Territoires du Nord-Ouest : selon cette compétence, le caribou boréal se trouvant dans son territoire (qui s’étend jusque dans le nord de l’Alberta) constitue une seule grande population; or, les grands incendies forestiers survenus dans la partie centrale de l’aire de répartition, et, d’après une étude récente, la discontinuité de l’habitat qui s’en est suivie a produit deux sous-populations temporairement isolées (Nagy et coll., 2011). Ainsi, deux aires de répartition, une pour chacune des sous-populations, ont été utilisées dans la présente évaluation.
• Colombie-Britannique : vu l’information additionnelle recueillie par la province, les aires de répartition Prophet et Parker ne sont désormais plus considérées comme des zones d’habitat principal, mais plutôt comme une délimitation assez représentative de chacune des populations locales.
• Alberta : l’aire de répartition Deadwood a été fusionnée avec celle de Chinchaga. En outre, différents changements ont touché les limites actuelles.

Figure 13. Aires de répartition du caribou boréal au Canada utilisées dans la description de l’habitat essentiel.

Les résultats de l’évaluation du risque effectuée suivant la méthode décrite à la section 2.4.6.1 sont présentés au tableau 10.

Sur les 57 aires du caribou boréal du Canada, 17 (30 %) ont été classées dans la catégorie « autosuffisante » (AS), 7 (12 %), dans la catégorie « non autosuffisante/autosuffisante » (NAS/AS), et 33 (58 %), dans la catégorie « non autosuffisante » (NAS). Les énoncés de probabilité de chacune des conclusions relatives à l’autosuffisance se répartissent comme suit :

• Des 17 aires de répartition de la catégorie autosuffisante, 3 ont été classées dans la classe « très probable »,et 14, dans la classe « probable »;
• Des 33 aires de répartition de la catégorie non autosuffisante, 14 ont été classées dans la classe « très peu probable », et 19, dans la classe « peu probable »;
• Les 7 aires de répartition de la catégorie non autosuffisante/autosuffisante ont toutes ont été classées dans la catégorie « plus ou moins probable ».

Les résultats de l’évaluation intégrée du risque ont aussi été représentés sous forme de carte (figure 14). La distribution des résultats de l’évaluation révèle un gradient d’autosuffisance qui s’étend d’est en ouest, la proportion d’aires de répartition aux populations non autosuffisantes étant plus élevée dans la partie ouest de l’aire de répartition canadienne du caribou. À l’exception du mont Red Wine, les aires de répartition de la partie est qui ne sont pas autosuffisantes (non autosuffisantes) se trouvent toutes près de la limite sud de l’aire de répartition du caribou. Parmi les causes de la non-autosuffisance, signalons la petite taille de la population, un degré de perturbation élevé, l’isolement (Val-d’Or, Charlevoix), le déclin rapide de la population (Kesagami) et une perturbation totale élevée (Sydney, Pipmuacan).

Tableau 11. Résultats de l’évaluation intégrée du risque et des indicateurs à l’appui servant à évaluer les aires de répartition du caribou boréal en fonction de deux critères de population locale autosuffisante : 1) croissance de la population stable ou à la hausse à court terme (≤ 20 ans) estimée en utilisant le facteur Pr (λ ≥ stable), et 2) persistance à long terme (≥ 50 ans) estimée au moyen du facteur de quasi-extinction (Pr (N ≥ Qext)).

Figure 14. Évaluation intégrée du risque pour les aires de répartition du caribou boréal au Canada. Les résultats de l’évaluation de l’autosuffisance (c.-à-d. population autosuffisante, population non autosuffisante ou population non autosuffisante/autosuffisante) pour chaque aire ont été attribués en fonction de l’énoncé de probabilité sur la capacité de l’aire à permettre le maintien d’une population locale autosuffisante de caribou boréal.

La méthodologie décrite à la section 2.4.6.2 a été appliquée à un échantillon d’aires de répartition pour démontrer l’application et l’interprétation potentielles d’un cadre de travail axé sur le risque à l’appui de la planification du rétablissement, notamment au moyen de seuils de gestion. Tel qu’il est indiqué à la section 2.4.6.2, le seuil de gestion a un fondement scientifique, mais ce sont les gestionnaires qui le déterminent, en fonction des décisions relatives au niveau de risque acceptable. Pour illustrer cette approche, on a fixé le niveau de risque acceptable nécessaire à la détermination de seuils en accord avec l’intervalle de probabilité que donne l’évaluation intégrée du risque pour un résultat probable donné, lequel correspond à une analyse avec pondération des entités d’information indiquant qu’il est probable que l’aire de répartition permette le maintien d’une population autosuffisante, l’interprétation étant alors que le risque est relativement faible (voir la figure 11). L’intervalle comprend une plage de probabilités estimées allant d’une valeur égale ou supérieure à 60 % à une valeur égale ou supérieure à 90 %, ce qui correspond à perturbation totale dans l’aire de répartition de 10 à 35 %, avec une zone tampon de 500 m pour toutes les perturbations anthropiques. La limite supérieure de l’intervalle de perturbation est considérée comme étant le « seuil de perturbation » aux fins de démonstration (figure 15).

Figure 15. Intervalles de perturbation correspondant aux niveaux relatifs de risque associés au résultat recherché, soit de conserver les conditions de l’aire de répartition nécessaires au maintien d’une population autosuffisante de caribou boréal. La valeur « seuil de perturbation » n’est attribuée que pour illustrer l’approche.

Trois aires de répartition du caribou ont été évaluées au moyen de l’approche par étapes résumée à la figure 12 : Rivière Athabasca, côté ouest, Alberta; Smoothstone-Wapawekka, Saskatchewan; et North Interlake, Manitoba.

Rivière Athabasca - côté ouest, Alberta

Un pourcentage de perturbation totale de 69 % lui étant attribué (figure 16a), cette aire de répartition se classe dans la catégorie de risque élevé, et il est peu probable qu’elle permette le maintien d’une population autosuffisante, compte tenu des conditions de l’habitat. En outre, ce niveau de perturbation dépasse nettement le « seuil de perturbation ». La tendance démographique moyenne signalée sur cinq ans dénote un déclin rapide (λ = 0,92; dernière valeur signalée : 0,78). Bien que la taille de la population signalée de 204-272 individus indique qu’il existe un potentiel élevé de persistance, compte tenu du faible risque de quasi-extinction dans des conditions favorables dl’habitat et de population (Pr (N ≥ Qext) = 0,80-0,83), le risque de quasi-extinction projeté d’après les conditions actuelles de l’habitat et de la population indique qu’il est très peu probable que la population survive au-delà des 50 prochaines années.

L’évaluation de scénarios futurs possibles (figure 16b) indique que les conditions de l’aire de répartition pourraient s’améliorer grâce au rétablissement passif des zones actuellement perturbées. Cependant, le rétablissement à un niveau correspondant à la catégorie de faible risque (aussi, pour des fins d’illustration, le seuil de perturbation) pourrait prendre de 51 à 100 ans, en supposant qu’aucune autre perturbation anthropique ou naturelle ne se produise. Vu le risque de disparition locale très élevé dans les conditions actuelles et comme les taux de rétablissement naturels ne contrebalancent pas le risque d’extinction à court terme, le scénario de gestion applicable à cette population suppose que des efforts de rétablissement actifs sont nécessaires afin de réduire le risque.

La surveillance de la condition de la population devrait se poursuivre pour permettre d’évaluer la réaction de cette dernière aux mesures de rétablissement ainsi que les changements de la condition de l’aire de répartition.

Figure 16. Perturbation actuelle (a) et possibles conditions futures de la population et de l’aire (b) dans l’aire de répartition du caribou de la rivière Athabasca - côté ouest.

Smoothstone-Wapaweka, Saskatchewan

Un pourcentage de perturbation totale de 33 % lui étant attribué (figure 17a), cette aire de répartition se classe dans la catégorie de faible risque, ce qui porte à croire qu’il est probable qu’elle permette le maintien d’une population autosuffisante, compte tenu des conditions de l’habitat. Le « seuil de perturbation » n’a pas été dépassé. Cependant, la tendance démographique signalée dénote un « déclin ». De plus, bien que la taille de la population signalée de 700 individus indique qu’il y a un très faible risque d’extinction dans des conditions d’habitat et de population favorables (Pr (N ≥ Qext) = 0,94), le risque de quasi-extinction projeté, déduit d’après la tendance démographique dans les conditions d’habitat observées, est estimé à 0,38, ce qui indique que la population est exposée à un risque élevé, et qu’il est peu probable qu’elle persiste au-dessus du nombre critique de 10 individus si les conditions actuelles demeurent inchangées. Une inspection visuelle des perturbations reportées sur la carte de l’aire de répartition (figure 19a) semble indiquer que la nature très dispersée des perturbations, combinée à la présence d’importants plans d’eau (non illustrés ici), a contribué au manque de grandes zones non perturbées à l’intérieur de l’aire de répartition.

L’évaluation de scénarios futurs (figure 17b) indique que les conditions de l’aire de répartition pourraient s’améliorer à l’intérieur de la catégorie de faible risque grâce au rétablissement passif des zones actuellement perturbées, dont 17 % (47 % du total) sont des brûlis récents (≤ 40 ans). Bien que la probabilité de persistance soit faible si les conditions actuelles demeurent inchangées, il semble que le rétablissement naturel puisse contrebalancer le risque d’extinction à court terme, en supposant que les autres menaces sont gérées. Même si l’aire de répartition se classe actuellement sous le « seuil de perturbation », le scénario de gestion applicable à cette population vise la conservation de l’habitat non perturbé restant afin d’empêcher l’augmentation du risque.

Une surveillance devrait être mise en œuvre afin de confirmer que la condition de la population s’améliore comme prévu, avec le rétablissement des zones perturbées.

Figure 17. Perturbation actuelle (a) et possibles conditions futures de la population et de l’aire (b) dans l’aire de répartition du caribou de Smoothstone-Wapawekka.

b)

North Interlake, Manitoba

Un pourcentage de perturbation totale de 17 % lui étant attribué (figure 18a), cette aire de répartition se classe dans la catégorie de faible risque, ce qui porte à croire qu’il est probable qu’elle permette le maintien d’une population autosuffisante, compte tenu des conditions de l’habitat. Le « seuil de perturbation » n’a pas été dépassé. Cependant, la taille de la population signalée de 50-75 dénote un risque modéré d’extinction locale dans de bonnes conditions d’habitat et de population (Pr (N ≥ Qext) = 0,52-0,61), à cause de la petite taille de la population

L’évaluation de scénarios futurs (figure 18b) indique qu’il est probable que l’aire de répartition continue à se classer dans la catégorie de faible risque. La probabilité de persistance demeurera incertaine et continuera de correspondre à un risque modéré, à moins que la taille de la population n’augmente. Même si l’aire de répartition se situe actuellement sous le « seuil de perturbation », le risque inhérent à la petite taille de la population incite à prendre une approche de gestion prudente à propos des perturbations supplémentaires afin d’empêcher que le risque n’augmente. L’emplacement de l’aire de répartition sur une péninsule, c’est-à-dire un territoire entouré d’eau sur trois côtés (non illustré ici) porte à croire que l’isolement contribue également au risque.

Une surveillance devrait être mise en œuvre afin de confirmer la condition de la population et d’évaluer la réaction aux changements se produisant à l’intérieur de l’aire de répartition.

Figure 18. Perturbation actuelle (a) et possibles conditions futures de la population et de l’aire (b) dans l’aire de répartition du caribou de North Interlake.

Afin d’illustrer l’application du cadre de travail axé sur le risque à l’interprétation des seuils, il a fallu attribuer un seuil de gestion fondé sur la perturbation. Les exemples présentés démontrent clairement l’utilité d’une approche systématique se fondant sur l’évaluation intégrée du risque pour interpréter de façon plus complète les résultats potentiels et orienter la planification du rétablissement, grâce à une meilleure compréhension des attributs propres à l’aire de répartition. Il s’agit d’un processus objectif qui ne nécessite pas la détermination de seuils de gestion. Cependant, l’application de seuils de gestion fondés sur la perturbation donne une orientation en ce qui concerne les objectifs de gestion et le risque acceptable.

Dans les exemples présentés, le seuil de perturbation était proportionné à l’intervalle de perturbation correspondant au résultat probable relativement au maintien d’une population autosuffisante. Le choix de seuils plus élevés ou plus bas entraînerait des interprétations différentes à l’égard de la probabilité d’atteindre l’objectif de rétablissement. Les résultats semblent aussi indiquer que des seuils progressifs pourraient avoir une valeur considérable pour appuyer une gamme de mesures de conservation et de restauration selon différents scénarios de gestion et différentes circonstances propres à l’aire de répartition. L’application inconditionnelle d’un seul seuil fixe ne permettrait peut-être pas d’atteindre les résultats recherchés, particulièrement en l’absence d’une interprétation propre à l’aire de répartition.

¹ Brown et coll. (1986);
² Courtois et coll. (2004);
³ Brown et Theberge (1985);
⁴ Schmelzer et coll. (2004);
⁵ Brown et Theberge (1990);
⁶ Schmelzer et coll. (2004);
⁷ I. Schmelzer (pers. comm.);
⁸ Schaefer et coll. (2000);
⁹ Annexe 7.3.

¹ Courtois (2003);
² Brown (2005);
³ Magoun et coll. (2005);
⁴ Annexe 7.3;
⁵ Pearce et Eccles (2004);
⁶ Brokx (1965);
⁷ Brown et coll. (2007);
⁸ Brown et coll. (2003)

L’écozone du bouclier boréal a été divisée en cinq sous-régions (tableaux 16 à 20) comme dans l’Examen d’EC. de 2008 (annexe 7.3).

¹ Arsenault et coll. (1997);
² Courtois (2003);
³ Annexe 7.3;
⁴ Brown et coll. (1986);
⁵ Bergerud (1972);
⁶ Crête et coll. (2004);
⁷ Courbin et coll. (2009);
⁸ Courtois et coll. (2007).

¹ Duchesne et coll. (2000);
² Annexe 7.3;
³ Lefort et coll. (2006);
⁴ Schaefer et Pruitt (1991);
⁵ Sebbane et coll. (2002).

¹ Arsenault et coll. (1997);
² Courtois et coll. (2003);
³ Lantin et coll. (2003);
⁴ Bergerud (1985);
⁵ Vors (2006);
⁶ Wilson (2000);
⁷ Annexe 7.3;
⁸ Brown et coll. (2007).

¹ Bergerud et coll. (1990);
² Ferguson et Elkie (2004a);
³ Ferguson et Elkie (2004b);
⁴ Vors (2006);
⁵ Darby et Pruitt (1984);
⁶ Schaefer (1988);
⁷ O’Brien et coll. (2006);
⁸ Appendix 7.3;
⁹ Hillis et coll. (1998);
¹⁰ Armstrong et coll. (2000);
¹¹ O'Flaherty et coll. (2007);
¹² Cumming et Beange (1987);
¹³ Pearce et Eccles (2004);
¹⁴ Martinez (1998);
¹⁵ Ferguson et Elkie (2005);
¹⁶ Antoniak et Cumming (1998);
¹⁷ Stardom (1975);
¹⁸ Schaefer et Pruitt (1991);
¹⁹ Cumming et Hyer (1998);
²⁰ Schindler et coll. (2007).

¹ Arseneault et coll. (1997);
² O’Brien et coll. (2006);
³ Hillis et coll. (1998);
⁴ Annexe 7.3;
⁵ Rettie (1998);
⁶ Hirai (1998);
⁷ Shoesmith et Storey (1977);
⁸ Metsaranta et Mallory (2007);
⁹ Lander (2006);
¹⁰ V. Chrichton (pers. comm.);
¹¹ Brown et coll. (2000)

¹ Stuart-Smith et coll. (1997);
² Smith (2004);
³ Neufeld (2006);
⁴ James (1999);
⁵ McLoughlin et coll. (2003);
⁶ Annexe 7.3;
⁷ Rettie (1998);
⁸ Arsenault (2003);
⁹ Hirai (1998);
¹⁰ Dyer (1999);
¹¹ Dalerum et coll. (2007);
¹² Rettie et Messier (2000);
¹³ Metsaranta et Mallory (2007);
¹⁴ Lander (2006);
¹⁵ Anderson (1999);
¹⁶ Bradshaw et coll. (1995);
¹⁷ Anderson et coll. (2000).

¹ Edmonds (1988);
² Thomas et coll. (1996);
³ Szkorupa (2002);
⁴ Edmonds (1993);
⁵ Johnson (1980);
⁶ Neufeld (2006);
⁷ Saher (2005).

¹ Nagy et Larter, données inédites;
² Culling et coll. (2006);
³ McLoughlin et coll. (2005);
⁴ Nagy et coll. (2006);
⁵ Larter et Allaire (2007);
⁶ Nagy et coll., données inédites;
⁷ Larter et Allaire (2010);
⁸ McLoughlin et coll. (2005);
⁹ Dalerum et coll. (2007).

¹ Culling et coll. (2006);
² Nagy et coll. (2006).

Aucune donnée n’était disponible pour l’écozone du Bas-Arctique ou celle de la taïga de la cordillère (Environnement Canada, 2008).