Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur L'aiguillat commun du Pacifique Nord Squalus suckleyi au Canada – 2011

• COSEPAC Sommaire de l’évaluation
• COSEPAC Résumé
• Information sur l’espèce
  • Nom et classification
  • Description morphologique
  • Description génétique et population structure
  • Unités désignables
• Répartition
  • Aire de répartition mondiale
  • Aire de répartition canadienne
• Habitat
  • Besoins en matière d’habitat
  • Tendances en matière d’habitat
  • Protection et propriété
• Biologie
  • Cycle vital et reproduction
  • Prédateurs
  • Physiologie
  • Déplacements et dispersion
  • Relations interspécifiques
  • Adaptabilité
• Taille et tendances des populations
  • Données sur les prises commerciales et l’effort
  • Relevé à la palangre sur l’aiguillat commun (stock des eaux intérieures)
  • Relevés plurispécifiques au chalut
  • Analyse statistique des tendances dans les indices d’abondance
  • Résumé des indices d’abondance
  • Tendances dans les distributions des fréquences de longueur
  • Tendances démographiques dans les eaux américaines adjacentes
  • Tendance générale dans les eaux du Pacifique Nord-Est : Canada et États-Unis
  • Immigration de source externe
• Facteurs limitatifs et menaces
• Importance de l’espèce
• Protection actuelle ou autres désignations de statut
• Remerciements et experts contactés
• Sources d’information
• Sommaire biographique des rédacteurs du rapport
  • Rapport provisoire
  • Rapport préliminaire

Liste des figures

• Figure 1. Aiguillat commun (Squalus acanthias). Source : Hart, 1973.
  Figure 2. Lieux de recapture d’aiguillats communs étiquetés et relâchés de 1978 à 1988 dans : (A) le détroit de Georgia; (B) sur la côte ouest de l’île de Vancouver; et (C) dans le nord de la Colombie-Britannique. Le nombre additionnel d’individus étiquetés et récupérés à l’extérieur de la zone illustrée dans chaque carte est indiqué dans l’encart. Source : McFarlane et King (2003)
  Figure 3. Répartition mondiale de l’aiguillat commun (gris foncé). Source : FAO, 2004
  Figure 4. Répartition de l’aiguillat commun dans les eaux canadiennes du Pacifique selon les données provenant de la pêche commerciale (1996-2004) et des relevés de recherche. La zone ombrée représente sa présence dans une grille de 100 km² (94 000 km²). Source : N. Olsen, Pêches et Océans, comm. pers
  Figure 5. Stock des eaux intérieures : Prises moyennes par unité d’effort dans la pêche commerciale à la palangre (PUE; kg/1 000 hameçons; graphique du haut), prises moyennes par unité d’effort dans la pêche au chalut (PUE; kg/h; graphique du bas) et écart-type. Seules les sorties au cours desquelles 60 % ou plus des débarquements totaux étaient constitués d’aiguillat commun ont été prises en considération, et seules les années au cours desquelles au moins 30 sorties respectaient ce critère ont été retenus. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010
  Figure 6. Stock des eaux extérieures : Prises moyennes par unité d’effort dans la pêche commerciale à la palangre (PUE; kg/1 000 hameçons; graphique du haut), prises moyennes par unité d’effort dans la pêche au chalut (PUE; kg/h; graphique du bas) et écart-type. Seules les sorties au cours desquelles 60 % ou plus des débarquements totaux étaient constitués d’aiguillat commun ont été prises en considération, et seules les années au cours desquelles au moins 30 sorties respectaient ce critère ont été retenus. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010
  Figure 7. Prises moyennes d’aiguillats communs par unité d’effort (PUE; kg/1 000 hameçons) et écart-type pour le relevé à la palangre ciblant le stock d’aiguillat commun des eaux intérieures. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010
  Figure 8. Distribution et taux de capture relatif de l’aiguillat commun dans le relevé des assemblages de poissons mené dans le détroit d’Hécate de 1984 à 2003
  Figure 9. Prises moyennes d’aiguillats communs par unité d’effort (PUE; kg/h) et écart-type pour le relevé scientifique au chalut ciblant le poisson de fond mené dans le détroit d’Hécate (stock des eaux extérieures) de 1982 à 2003. Remarque : Le relevé a cessé en 2003. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010
  Figure10. Estimations de la biomasse moyenne (t) d’aiguillats communs selon la zone balayée, toutes classes d’âge confondues, reposant sur les données de quatre relevés synoptiques plurispécifiques au chalut (voir le tableau 4 pour les estimations de l’erreur). Source des données : N. Olsen, Station biologique du Pacifique du MPO, mars 2011
  Figure 11. (A) Distribution de l’aiguillat commun dans la zone 2B de la CIFP (stock des eaux extérieures) selon les taux de capture relatifs de 1998 à 2004 aux stations de relevé de la CIFP et (B) prises moyennes par unité d’effort de 1998 à 2008 (PUE; nombre/1 000 hameçons) pour les relevés normalisés des stocks menés par la CIFP de 1993 à 2008. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010
  Figure 12. Distribution et abondance relative de l’aiguillat commun selon les taux de capture (kg/ha) dans le relevé triennal au chalut de fond mené sur la côte ouest de l’Amérique du Nord. Source : Weinberg et al., 2002
  Figure 13. Estimation de la densité de la biomasse moyenne d’aiguillats communs (millier de kg/km²) et écart-type pour le relevé au chalut de fond du National Marine Fisheries Service ciblant le poisson de fond jusqu’en eaux canadiennes (stock des eaux extérieures de la zone 3CD). Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010
  Figure 14. Régressions linéaires logarithmiques des diverses séries chronologiques de données sur l’abondance de l’aiguillat commun. L’axe y est le logarithme naturel de l’indice. Le libellé de l’axe y identifie le nom de l’indice : INLL = PUE des pêcheurs commerciaux à la palangre dans les eaux intérieures, OUTLL = PUE des pêcheurs commerciaux à la palangre dans les eaux extérieures, INSUR = indice de relevé à la palangre dans les eaux intérieures, HSAS = relevé sur le poisson de fond dans le détroit d’Hécate, QCS = relevé synoptique du bassin de la Reine-Charlotte, HS = relevé synoptique du détroit d’Hécate, WCVI = relevé de la côte ouest de l’île de Vancouver, IPHC = relevé à la palangre de la CIFP, TRI = relevé triennal du NMFS
  Figure 15. Fréquences de longueur relatives des aiguillats communs femelles échantillonnés dans le cadre du relevé au chalut mené dans le détroit d’Hécate de 1984 à 2002. Source : Wallace et al., 2009
  Figure 16. Pourcentage d’aiguillats communs de plus de 900 mm présents dans les prises de relevé au chalut mené dans le détroit d’Hécate de 1984 à 2002. Remarque : La taille correspondant à la maturité de 50 % des femelles est de 940 mm environ. Source : Wallace et al., 2009
  Figure 17. Estimations extrapolées de l’abondance de l’aiguillat commun selon la longueur d’après les données des relevés synoptiques menés sur la côte ouest de l’île de Vancouver, dans le bassin de la Reine-Charlotte et dans le détroit d’Hécate. Source des données : Base de données GFBio de la région du Pacifique du MPO
  Figure 18. Distributions passée et actuelle de la fréquence des longueurs de l’aiguillat commun d’après les échantillons prélevés dans les prises commerciales au chalut non triées (graphique du haut) et les échantillons des prises commerciales à la palangre prélevés à terre (graphique du bas). Les lignes verticales représentent la moyenne dans chaque série. Source : Base de données GFBio de la région du Pacifique du MPO
  Figure 19. Distributions des fréquences (nombre de poissons) chez les aiguillats communs mâles (barres vides; axes de gauche) et femelles (barres pleines; axes de droite) capturés dans le cadre du relevé à la palangre ciblant le stock des eaux intérieures : A) en 1986; B) en 1989; C) en 2005 et D) en 2008, par 1 000 hameçons. Les fréquences pour les relevés de 2005 et 2008 ont été corrigées pour tenir compte de la différence dans la capturabilité selon la profondeur, selon King et McFarlane (2009). Source : MPO, 2010
  Figure 20. Distributions des fréquences de longueur chez l’aiguillat commun dans la région de Vancouver de la CIPPN d’après la base de données des relevés au chalut menés par le National Marine Fisheries Service pour (A) tous les aiguillats communs, de 1986 à 2004 et (B) les femelles, de 1999 à 2004. Remarque : Avant 1999, le sexe des individus n’était pas déterminé, à l’exception d’un petit échantillon en 1986
  Figure 21. Tendances dans les estimations de la biomasse totale (t) d’aiguillats communs d’après les relevés au chalut de fond menés par l’AFSC dans le golfe d’Alaska, exprimées sous forme d’indice d’abondance relative. Les barres représentent les intervalles de confiance de 95 %. Source : Tribuzio et al., 2010
  Figure 22. Distribution spatiale des prises d’aiguillats communs durant les relevés à la palangre menés par la CIFP en eaux américaines de 2006 à 2009. La hauteur des barres représente le nombre d’aiguillats capturés. Chaque barre représente un trait de relevé. Les traits ne produisant pas d’aiguillats ont été retirés aux fins de clarté. Source : Tribuzio et al., 2010
  Figure 23. Débarquements et rejets canadiens totaux (en tonnes) chez l’aiguillat commun du stock des eaux intérieures (graphique du haut) et du stock des eaux extérieures (graphique du bas) de 1935 à 2008. De 1966 à aujourd’hui, la mortalité totale est estimée séparément pour le chalut (zone hachurée) et la palangre (zone pleine). La ligne noire continue correspond à la mortalité totale pour tous les types d’engins combinés. Source : MPO, 2010

Liste des tableaux

• Tableau 1. Paramètres du cycle vital de l’aiguillat commun dans l’Atlantique Nord et le Pacifique Nord
  Tableau 2. Données provenant des pêches commerciales et des relevés scientifiques utilisées pour déterminer l’abondance de l’aiguillat commun dans les eaux canadiennes du Pacifique. Le tableau résume la période couverte, l’intervalle d’années, le nombre d’observations, la pente de la régression linéaire logarithmique de la série chronologique, l’écart-type résiduel et le changement en pourcentage estimé pour l’intervalle de l’indice et une extrapolation sur une génération (51 années)
  Tableau 3. Indices d’abondance de l’aiguillat commun du Pacifique (kg/1 000 hameçons) d’après les données provenant de la pêche à la palangre, du relevé de l’aiguillat commun à la palangre, du relevé du poisson de fond du détroit d’Hécate, du relevé à la palangre de la CIFP et du relevé au chalut de fond du NMFS
  Tableau 4. Résumé des estimations bootstrap de la biomasse et de la taille des populations d’aiguillats communs reposant sur les données provenant des relevés synoptiques plurispécifiques du bassin de la Reine-Charlotte (BRC), du détroit d’Hécate DH), de la côte ouest de l’île de Vancouver (COIV) et de la côte ouest de l’archipel Haida Gwaii (COHG) (N. Olsen, Station biologique du Pacifique du MPO, mars 2011)

L'aiguillat commun du Pacifique Nord Squalus suckleyi

Préoccupante - 2011

COSEPAC -- Comité sur la situation des espèces en péril au Canada

Les rapports de situation du COSEPAC sont des documents de travail servant à déterminer le statut des espèces sauvages que l’on croit en péril. On peut citer le présent rapport de la façon suivante :

COSEPAC. 2011. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’aiguillat commun du Pacifique Nord (Squalus suckleyi) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. x + 52 p.

Note de production :
Le COSEPAC aimerait remercier Steven Campana, Gordon (Sandy) McFarlane, Scott Wallace et Jacquelynne King, qui ont rédigé le rapport de situation préliminaire sur l’aiguillat commun (Squalus acanthias) au Canada et Scott Wallace, qui a mis à jour le rapport provisoire de sorte à mettre l’accent sur la population du Pacifique Nord. Ces rapports ont été rédigés en vertu d’un contrat avec Environnement Canada. Le présent rapport a été supervisé par Alan Sinclair, coprésident du Sous-comité de spécialistes des poissons marins du COSEPAC, et passé en revue par Peter Shelton, Lou van Guelphen, Carrie Holt et Bruce Atlinson, membres du même comité.

Pour obtenir des exemplaires supplémentaires, s’adresser au :

Secrétariat du COSEPAC
a/s Service canadien de la faune
Environnement Canada
Ottawa (Ontario)
K1A 0H3

Tél.: 819-953-3215
Téléc.: 819-994-3684
Courriel : COSEWIC/COSEPAC@ec.gc.ca
Site Web : www.cosewic.gc.ca

Also available in English under the title COSEWIC Assessment and Status Report on the North PacificSpiny Dogfish Squalus suckleyi in Canada.

Illustration/photo de la couverture :
Aiguillat commun du Pacifique Nord -- Hart, J. L. 1973. Pacific Fishes of Canada. Fisheries Research Board of Canada Bulletin 180. 740 p.

© Sa Majesté la Reine du chef du Canada, 2012.
N^o de catalogue CW69-14/644-2012F-PDF
ISBN 978-1-100-98806-1

Sommaire de l’évaluation – novembre 2011

Nom commun
Aiguillat commun du Pacifique Nord

Nom scientifique
Squalus suckleyi

Statut
Préoccupante

Justification de la désignation
Ce petit requin est largement répandu dans le Pacifique Nord dans les eaux du plateau continental de l'ouest du Canada. En moyenne, six petits naissent tous les deux ans; la période de gestation (entre 18 et 24 mois) est l'une des plus longues périodes connues pour un vertébré, et l'âge de maturité sexuelle de la femelle (35 ans) est l'un des plus avancés. Cette espèce est sujette à la mortalité liée à la pêche dirigée et en tant que prise accessoire. Cette espèce demeure relativement abondante dans les eaux canadiennes, mais sa faible fécondité, la longue durée de génération (51 ans), l'incertitude à l'égard des tendances dans l'abondance des individus matures, la diminution de la composition en fonction de la taille et la vulnérabilité démontrée à la surpêche constituent des sources de préoccupation.

Répartition
Océan Pacifique

Historique du statut
Espèce désignée « préoccupante » en novembre 2011.

Information sur l’espèce

L’aiguillat commun du Pacifique Nord (Squalus suckleyi) est un petit requin facilement identifiable de par la présence d’une épine précédant chacune des deux nageoires dorsales. Cette espèce était jusqu'à récemment considérée comme étant indistincte de Squalus acanthias, retrouvé dans l’Atlantique et le sud du Pacifique. Une récente revue a toutefois mené à la reclassification de Squalus suckleyi comme espèce distincte. Ce requin est généralement gris brunâtre avec des taches blanches irrégulières sur les flancs et le dos.

Répartition

Dans le Pacifique Nord, l’aiguillat commun est présent dans les eaux tempérées et boréales du plateau continental, du milieu intertidal au talus continental. Les eaux de la Colombie-Britannique constituent une grande partie de l’aire de répartition centrale de l’aiguillat commun dans le nord-est du Pacifique de par la présence d’agrégations dans le détroit de Georgia, sur le plateau continental de la côte ouest de l’île de Vancouver et dans le détroit d’Hécate.

Habitat

L’importante répartition de l’espèce au plan géographique et en profondeur indique qu’elle peut survivre dans plusieurs milieux différents. L'aiguillat commun a été aperçu tant dans des eaux de surface qu’à 730 m de profondeur, et aussi dans des zones intertidales, jusqu’à très loin du littoral. Il se retrouve généralement là où la température de l’eau varie de 5 à 15 °C et il peut tolérer des eaux de salinité très variable, y compris celles des estuaires. Les travaux de recherche ont permis de constater une certaine ségrégation en fonction de la taille et du sexe, ce qui pourrait être le résultat de préférences relatives à l'habitat. De même, il y a un déplacement saisonnier caractérisant la répartition qui semble être dicté par une préférence de température. L'habitat, au sens structurel, n'est pas perçu comme étant un facteur influençant les tendances de la population. Il n'y a aucune mesure de protection de l'habitat qui vise à protéger spécifiquement l'aiguillat commun.

Biologie

L'aiguillat commun s'accouple pendant l'automne et le début de l'hiver et la fécondation est interne. Après une période de gestation de 18 à 24 mois(la plus longue période de gestation connue chez les vertébrés), environ six petits naissent vivants pendant l'hiver. La croissance est lente et varie entre les mâles et les femelles, les femelles atteignant leur maturité sexuelle plus tard et leur taille étant plus grande que celle des mâles. La maturité de 50 % des femelles est atteinte à 35 ans. La durée d’une génération est estimée à 51 ans. Ces caractéristiques du cycle vital rendent l’espèce hautement vulnérable à la surexploitation et à l’appauvrissement des stocks.

L'aiguillat commun n'a pas beaucoup de prédateurs. Dans le Pacifique, il est probable que les adultes soient la proie de gros poissons pélagiques (autres requins, espadon), des otaries, des phoques communs et des éléphants de mer. Des petits de l’aiguillat commun ont été trouvés dans les contenus stomacaux de la morue-lingue et de la morue charbonnière. La mortalité par pêche est la plus importante cause de mortalité de l'aiguillat commun adulte. L'aiguillat commun est un prédateur opportuniste dominant toute une gamme d'espèces de poissons et d'invertébrés qui varient en fonction du milieu (lieu, profondeur et saison).

L’information sur l’aiguillat commun du Pacifique Nord-Est est limitée, mais d’après des études par étiquetage, il semble y exister un stock du large, dont l’aire de répartition s’étend de l’Alaska à la Basse-Californie, et deux stocks côtiers, l’un dans le détroit de Georgia et l’autre, dans le Puget Sound. L’aiguillat commun du Pacifique Nord est évalué comme une seule unité désignable (UD) dans le présent rapport .

Taille et tendances des populations

Les indices provenant des pêches commerciales et des relevés de recherche ciblant l’aiguillat commun ne peignent pas un tableau clair et cohérent de l’évolution de la population au fil du temps. Un déclin peut être inféré de certaines séries de données, mais pas toujours. Les séries chronologiques de données provenant de relevés de recherche ont tendance à être soit trop courtes par rapport à la durée d’une génération, intermittentes ou variables ou encore couvrir seulement des parties de la répartition spatiale de l’espèce.

Le pourcentage relatif d’aiguillats communs de grande taille dans les eaux canadiennes du Pacifique est beaucoup plus faible à l’heure actuelle que par les années passées (des années 1960 aux années 1980). Ce déclin peut être attribuable à des taux d’exploitation élevés. Un changement possible dans l’utilisation de l’habitat peut aussi en être la cause, mais cela n’a pas été démontré.

Facteurs limitatifs et menaces

Au Canada et dans le monde, la surpêche est la seule menace immédiate visant la population de l'aiguillat commun. Les caractéristiques du cycle vital de l’espèce dont une longue gestation, un taux de croissance lent, un âge de maturité tardif, un faible taux d'augmentation intrinsèque (le plus faible des 26 espèces de requins du Pacifique analysées), une faible fécondité, une longévité remarquable, de même que les agrégations en fonction du sexe et de la taille contribuent à la vulnérabilité de l'aiguillat commun à la pêche.

La gestion des pêches de l’aiguillat commun relève de la compétence de Pêches et Océans Canada (MPO). Le MPO considère qu’il est peu probable que des déclins dommageables ou irréversibles de l’abondance de ce requin se produisent au cours des cinq prochaines années aux niveaux de prélèvements actuels (2000-2009). Les pêches sont gérées en vertu de quotas. Le quota pour le stock des eaux extérieures est considérablement plus élevé que les prises depuis qu’il a été établi. Il n’est donc pas évident que les quotas permettraient de protéger adéquatement l’aiguillat commun advenant le cas que les prises augmentent pour répondre à un accroissement de la demande dans les marchés.

Importance de l’espèce

L'aiguillat commun est une espèce de requin abondante de ce fait, elle joue un rôle important dans les systèmes naturels et humains. Cette espèce a été tuée pour un plus grand nombre de raisons que tout autre poisson au Canada. L’huile de ce poisson a été utilisée pour la lubrification à des fins industrielles, l'éclairage et en tant que source de vitamine A. Sa chair peut-être consommée ou transformée en engrais ou en farine de poisson. Ses nageoires font partie du commerce international de nageoires de requin. Finalement, cette espèce a fait l'objet de programmes d'éradication ciblée étant donné son caractère « nuisible » pour le secteur de la pêche commerciale.

Protection actuelle ou autres désignations de statut

L’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) a évalué la population d’aiguillat commun du Pacifique comme étant une espèce vulnérable. La gestion de cette population canadienne est assurée en fixant le nombre total de prises autorisées et les quotas connexes. Le fondement scientifique des quotas n’a pas été établi en l’absence d’estimations de la taille de la population. Il n’est donc pas évident que les quotas permettraient de protéger adéquatement l’aiguillat commun advenant le cas qu’il se produise un accroissement de la demande dans les marchés. La pratique selon laquelle seuls les ailerons sont coupés et vendus est interdite au Canada. Les ailerons peuvent toutefois être prélevés et vendus si la chair de l’animal est vendue.

^* Voir la définition de localités.
^* Voir les documents : Instructions pour la préparation des rapports de situation du COSEPAC et Définitions et abréviations approuvées par le COSEPAC

Historique du COSEPAC

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

Mandat du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada ( COSEPAC) détermine la situation, à l'échelle nationale, des espèces, sous-espèces, variétés et populations (importantes à l'échelle nationale) sauvages jugées en péril au Canada. Les désignations peuvent être attribuées aux espèces indigènes des groupes taxinomiques suivants : mammifères, oiseaux, amphibiens, reptiles, poissons, mollusques, lépidoptères, plantes vasculaires, lichens et mousses.

Composition du COSEPAC

Le COSEPAC est formé de représentants des organismes provinciaux et territoriaux responsables des espèces sauvages, de quatre organismes fédéraux (Service canadien de la faune, Agence Parcs Canada, ministère des Pêches et des Océans et Partenariat fédéral en biosystématique) et de trois organismes non gouvernementaux, ainsi que des coprésidents des groupes de spécialistes des espèces. Le Comité se réunit pour examiner les rapports sur la situation des espèces candidates.

Définitions (2011)

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

Espèce disparue (D)
Espèce sauvage qui n’existe plus.

Espèce disparue du Canada (DP)
Espèce sauvage qui n’existe plus à l’état sauvage au Canada, mais qui est présente ailleurs.

Espèce en voie de disparition (VD)^*
Espèce sauvage exposée à une disparition de la planète ou à une disparition du pays imminente.

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

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

Espèce non en péril (NEP)^***
Espèce sauvage qui a été évaluée et jugée comme ne risquant pas de disparaître étant donné les circonstances actuelles.

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

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

Catégorie « DSIDD » (données insuffisantes pour donner une désignation) jusqu’en 1994, puis « indéterminé » de 1994 à 1999. Définition de la catégorie (DI) révisée en 2006.

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) a été créé en 1977, à la suite d'une recommandation faite en 1976 lors de la Conférence fédérale-provinciale sur la faune. Le Comité avait pour mandat de réunir les espèces sauvages en péril sur une seule liste nationale officielle, selon des critères scientifiques. En 1978, le COSEPAC (alors appelé CSEMDC) désignait ses premières espèces et produisait sa première liste des espèces en péril au Canada. Les espèces qui se voient attribuer une désignation au cours des réunions du comité plénier sont ajoutées à la liste.

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

Rapport de situation du COSEPAC sur L'aiguillat commun du Pacifique Nord Squalus suckleyi au Canada – 2011

Par le passé, des chercheurs ont attribué des noms scientifiques différents à l’aiguilllat commun : Squalus acanthias (Linné, 1758), pour les populations du Pacifique Sud et de l’Atlantique, et Squalus suckleyi (Girard, 1855), pour les populations du Pacifique Nord. Plus tard, S. suckleyi a été mis en synonymie avec S. acanthias (Hart, 1973). Une évaluation taxinomique récente de la population d’aiguillat commun du Pacifique Nord a clairement révélé qu’elle possède de nombreuses caractéristiques qui la distingue du Squalus acanthias, largement répandu, et Ebert et al. (2010) l’ont reclassifiée comme constituant une espèce distincte, S. suckleyi. Elle est appelée aiguillat commun dans le présent rapport.

L’aiguillat commun est un requin de petite taille facilement identifiable de par la présence d'une épine précédant les deux nageoires dorsales (figure 1). La plus grande taille observée se situe à environ 130 cm de longueur totale, ce qui correspond à un âge estimé de 90 ans (MPO, 2010). La première épine dorsale prend naissance à l’extrémité arrière de la nageoire pectorale. Les nageoires pectorales ont des marges arrière recourbées. Il n’a pas de nageoire anale. Le corps est allongé, atteignant sa plus grande hauteur devant la première nageoire dorsale. La bouche est petite et droite, et elle est orientée vers l’avant et vers le bas. Les dents sont petites, chacune avec une seule pointe dirigée vers les commissures extérieures de la bouche. Les yeux sont ovales et de taille moyenne avec un spiracle tout juste derrière et au-dessus de l’œil. Les branchies sont basses sur le corps et elles situées à l’avant de la nageoire pectorale (Hart, 1973). Le dos et les flancs sont gris brunâtre et sont marqués de taches blanches irrégulières qui peuvent disparaître avec l’âge. Le ventre est blanchâtre.

Figure 1. Aiguillat commun (Squalus acanthias). Source : Hart, 1973.

La structure génétique de l’aiguillat commun dans les bassins océaniques de l’Atlantique et du Pacifique ou d’un bassin à l’autre n’a que récemment été étudiée. Les résultats de ces études indiquent l’existence de deux grands clades, l’un englobant l’Atlantique et le Pacifique Sud et l’autre, le Pacifique Nord (Hauser, 2009; Ebert et al., 2010; Verissimo et al., 2010). Ces différences génétiques correspondent bien aux caractéristiques différentes du cycle vital observées dans les deux bassins océaniques (section sur la biologie) et aux différences morphologiques récemment décrites par Ebert et al. (2010).

Les résultats d’études par étiquetage menées dans les océans Atlantique et Pacifique indiquent que l’aiguillat commun peut se déplacer à l’échelle de bassins océaniques et que les populations peuvent se mélanger au niveau régional (Templeman, 1984; McFarlane et King, 2003).

Hauser (2009) a aussi examiné des échantillons d’aiguillats communs prélevés dans le Pacifique Nord-Est et, dans ce cas-ci, n’a pas trouvé une preuve de différenciation génétique (indice de différenciation global de FST = 0,000). Cette étude reposait sur des échantillons prélevés à six emplacements s’étendant de la Californie à la mer de Béring. La taille des échantillons allait de 25 à 88 individus, et un total de 330 spécimens ont été analysés. L’incapacité de déceler une structure génétique ne signifie pas forcément que tous les aiguillats communs du Pacifique Nord-Est proviennent d’une seule population autonome. Les données d’étiquetage indiquent de fait l’existence de stocks discrets.

Deux stocks distincts d’aiguillat commun ont été recensés dans les eaux de la Colombie-Britannique : l’un dans les eaux extérieures, depuis la Basse-Californie à l’Alaska et l’autre, dans les eaux intérieures du détroit de Georgia (MPO, 2010). McFarlane et King (2003) signalent qu’environ 1 % des individus étiquetés au large de la C.-B. ont été recapturés près du Japon. Bien que de grandes migrations (de jusqu’à 7 000 km) et qu’un échange au niveau régional aient été documentés, des individus étiquetés dans certaines régions ont été recapturés à proximité du lieu où ils été relâchés, ce qui indique la possibilité d’une structure de stock à plus petite échelle. D’après des études par étiquetage, les aiguillats communs du détroit de Georgia sortent rarement de ce plan d’eau semi-fermé (de 10 à 14 % seulement des individus étiquetés ont été recapturés à l’extérieur de la région) (figure 2; Ketchen, 1986; McFarlane et King, 2003; idem, 2009). En outre, rares sont les aiguillats communs étiquetés dans le détroit de Georgia qui ont été recapturés dans le Puget Sound, ce qui donne à penser à l’existence de deux côtiers ou stocks des eaux intérieures distincts. Les aiguillats communs étiquetés dans les eaux extérieures du plateau continental ont manifesté de grandes migrations latitudinales et longitudinales, ainsi que des mouvements dans le détroit de Georgia.

Figure 2. Lieux de recapture d’aiguillats communs étiquetés et relâchés de 1978 à 1988 dans : (A) le détroit de Georgia; (B) sur la côte ouest de l’île de Vancouver; et (C) dans le nord de la Colombie-Britannique. Le nombre additionnel d’individus étiquetés et récupérés à l’extérieur de la zone illustrée dans chaque carte est indiqué dans l’encart. Source : McFarlane et King (2003).

Bien qu’il ne provienne probablement pas d’une seule population autonome, l’aiguillat commun du Pacifique Nord affiche une structure insuffisante pour constituer des unités désignables multiples. Les résultats d’études par étiquetage et l’interprétation des données de certains relevés suggèrent l’existence d’une structure de population dans les eaux canadiennes du Pacifique, mais des études plus détaillées sont requises pour le confirmer. Par conséquent, aux fins du présent rapport, l’aiguillat commun du Pacifique Nord est évalué comme une seule unité désignable (UD).

Dans le Pacifique Nord, l’aiguillat commun est surtout présent dans les eaux tempérées et boréales du plateau continental, du milieu intertidal au talus continental, à des températures variant de 5 à 15 oC (figure 3; Compagno, 1984; Kulka, 2006). Sa répartition dans le Pacifique Nord est illustrée à la figure 3 (à noter que cette figure a été dessinée avant la reclassification de S. suckleyi). L’espèce est plus commune dans les eaux côtières (de 10 à 100 m), bien qu’elle soit retrouvée à des profondeurs allant jusqu’à 730 m. Les populations principales se trouvent dans le nord-est et le nord-ouest du Pacifique (y compris la mer du Japon) (Proposition de la CITES de l’Allemagne, 2003 [Germany CITES Proposal, 2003]).

Figure 3. Répartition mondiale de l’aiguillat commun (gris foncé). Source : FAO, 2004.

Les eaux au large de la Colombie-Britannique constituent une grande partie de l’aire de répartition globale de l’aiguillat commun dans le nord-est du Pacifique. Des bancs d’aiguillats ont été trouvés dans le détroit de Georgia, sur le plateau continental de la côte ouest de l’île de Vancouver et dans le détroit d’Hécate (Ketchen, 1986). La distribution des prises des flottilles de chalutiers et de ligneurs illustrent le mieux la répartition de l’espèce en eaux canadiennes (figure 4). Il semble se produire un déplacement saisonnier, des eaux profondes en hiver vers les eaux du plateau, moins profondes, en été (Fargo et al., 1990). Il semble également qu’un certain nombre d’individus effectueraient une migration latitudinale entre les eaux de l’Oregon en hiver et les eaux du nord de la Colombie-Britannique en été (Ketchen, 1986). Rien n’indique une contraction ou une expansion de l’aire de répartition de l’aiguillat commun du Pacifique Nord au Canada. La zone d’occurrence comprend foncièrement toutes les eaux du plateau continental et les eaux côtières, soit une superficie de 118 000 km², alors que la zone d’occupation est d’environ 94 000 km² selon les prises des flottilles de pêche commerciale et des relevés de recherche (figure 4). De récentes données indiquent que l’abondance de l’aiguillat commun dans le golfe d’Alaska a augmenté depuis 1990 (Goldman, 2001; Courtney et al., 2004; Conrath et Foy, 2009). Cette augmentation s’expliquer peut-être soit par un déplacement vers le nord de l’aire de répartition de base de l’espèce ou un accroissement de son abondance à l’échelle du nord-est du Pacifique.

Figure 4. Répartition de l’aiguillat commun dans les eaux canadiennes du Pacifique selon les données provenant de la pêche commerciale (1996-2004) et des relevés de recherche. La zone ombrée représente sa présence dans une grille de 100 km² (94 000 km²). Source : N. Olsen, Pêches et Océans, comm. pers.

L’importante répartition de l’espèce au plan géographique et en profondeur indique qu’elle peut survivre dans plusieurs milieux différents. L'aiguillat commun a été aperçu tant dans des eaux de surface que jusqu’à 730 m de profondeur, du milieu intertidal jusqu’à très loin du littoral. Cette espèce peut également tolérer des eaux de salinité très variable, y compris les eaux estuariennes (Compagno, 1984).

Les besoins en matière d’habitat de l’aiguillat commun du Pacifique Nord n’ont pas été bien définis, mais il est probable qu’ils sont semblables à ceux du S. acanthias vivant ailleurs. Des relevés effectués dans le nord-ouest de l’Atlantique indiquent que S. acanthias se retrouve dans des eaux de fond dont la température varie de 0 à 15 ºC pendant toute l'année, avec une préférence pour une température variant de 6 à 12 ºC (Kulka, 2006; Campana et al., 2007). L’aiguillat commun est épibenthique et se regroupe habituellement en grands bancs juste au-dessus du fond, mais il se déplace également dans la colonne d’eau du plateau continental à des profondeurs variant de 50 à 200 m et il ne démontre aucune relation forte avec un type de substrat donné (McMillan et Morse, 1999; Campana et al., 2007). Les travaux de recherche ont permis de constater une certaine ségrégation en fonction de la taille et du sexe, ce qui pourrait être le résultat de préférences relatives à l’habitat (McMillan et Morse, 1999). Il y a un déplacement saisonnier caractérisant la répartition qui semble être dicté par une préférence de température. De façon générale, les jeunes et les adultes préfèrent les eaux profondes, plus chaudes, en hiver. Les femelles matures et les mâles de grande taille se regroupent pendant l’hiver et le printemps dans les eaux profondes hauturières, plus chaudes, à la limite du plateau continental (Campana et al., 2008); l’accouplement et la mise bas peuvent y avoir lieu. Pendant l’été et l’automne, l'aiguillat commun préfère les eaux chaudes et peu profondes du plateau continental.

Pour la côte du Pacifique, Ketchen (1986) et Fargo et al. (1990) ont décrit une tendance saisonnière semblable à ce qui se produit dans l’Atlantique : les aiguillats migrent des profondeurs vers les eaux peu profondes au printemps. Leur présence ou leur absence à un moment ou à un endroit donné s’explique très probablement par la distribution des proies (Ketchen, 1986). Sur la côte du Pacifique, les jeunes se trouvent typiquement au milieu de la colonne d’eau et, vers l’âge de 18 à 20 ans, se rapprochent du fond (Beamish et al., 1982).

Plusieurs menaces susceptibles d’entraîner des répercussions négatives sur l'habitat de l'aiguillat commun ont été relevées, notamment l'aménagement du littoral, la pollution, des sources non ponctuelles de pollution et des engins de pêche mobiles qui entrent en contact avec le fond de l’océan (ASMFC, 2002). Il est difficile de quantifier les répercussions que ces menaces pesant sur l’habitat pourraient représenter pour la population. La biologie générale de l'aiguillat commun (prochaine section) suggère que l'habitat, au sens structurel, n'est pas perçu comme étant un facteur influençant de façon directe les tendances de la population.

Au Canada, les eaux fréquentées par l'aiguillat commun relèvent de la compétence du fédéral. Aucune mesure de protection de l'habitat n'a été spécifiquement mise en place pour protéger l'espèce.

L'aiguillat commun s'accouple pendant la fin de l'automne et le début de l'hiver et il a une fécondation interne (Ketchen, 1986). Les embryons se développent pendant 18 à 24 mois avant la mise bas des petits vivants pendant l'hiver. Cette période de gestation est la plus longue connue pour n'importe quel vertébré. Généralement, les femelles mettent bas une fois tous les deux ans.

Dans le Canada atlantique, les femelles matures portent de 1 à 14 embryons, avec une moyenne de 5 (Campana et al., 2007). Cela correspond aux résultats d'une étude précédente qui montrent une variabilité de 2 à 15 petits (moyenne de 6) (Soldat, 1979). La fécondité augmente avec la taille, donc une femelle dont la longueur à la fourche (LF) est de 90 cm a, en moyenne, quatre fois plus d'embryons libres qu'une femelle dont la LF est de 60 cm (Campana et al., 2007). Lors de la mise bas qui a lieu vers la fin de l'hiver, les petits mesurent généralement de 22 à 25 cm (Campana et al., 2007). L’espèce a une croissance lente et est sexuellement dimorphe; 50 % des femelles dans le nord-ouest de l'Atlantique atteignent la maturité à une taille de 82 cm (longueur totale) et à l'âge de 16 ans, alors que 50 % des mâles atteignent leur maturité sexuelle à 63,6 cm (longueur totale) et à 10 ans (Campana et al., 2007).

Dans le nord-est du Pacifique, 50 % des femelles de S. suckleyi atteignent la maturité à un âge estimatif de 35,5 ans (93,9 cm) (Saunders et McFarlane, 1993; MPO, 2010). La capacité de reproduction est très faible et contribue à l’un des taux de croissance de la population le plus faible de toutes les espèces de requins.

Le taux de mortalité naturelle estimatif de S. suckleyi se situe à 0,065 an-1 (Smith et al., 1998). Dans le présent rapport, la durée d’une génération est calculée comme étant l’âge d’atteinte de la maturité par 50 % des individus + 1/taux de mortalité naturelle (35,5 + 1/0,065 = 51 années. Courtney et al. (2004) indiquent que la durée d’une génération pour l’aiguillat commun du Pacifique est de 42 années. Voir le tableau 1 pour un résumé des paramètres du cycle vital.

Peu de données existent sur la prédation exercée sur l’aiguillat commun sur la côte du Pacifique, ce qui donne à penser que très peu d’animaux s’en nourrissent. Des petits aiguillats ont été trouvés dans l’estomac de la morue-lingue (Ophiodon elongatus) et de la morue charbonnière (Anoplopoma fimbria) (Ketchen, 1986) et des adultes, dans l’estomac du requin griset (Hexanchus griseus) (Galluchi et Langseth, 2009). Il est probable que les adultes sont la proie de la plupart des requins de grande taille, ainsi que de l’otarie de Steller (Eumetopias jubatus), de l’otarie de Californie (Zalophus californianus), de l’éléphant de mer boréal (Mirounga angustirostris) et peut-être du phoque commun (Phoca vitulina) (Compagno, 1984; Ketchen, 1986; Condit et Le Bouf, 1984).

Comme il a déjà été expliqué précédemment (section sur l'habitat), l'aiguillat commun peut supporter toute une vaste gamme de conditions physiques associées notamment à la température, à la profondeur et à la salinité, ce qui lui permet de connaître une importante répartition favorisant sa survie. L'aiguillat commun n'est pas un requin à sang chaud, donc son taux métabolique serait plutôt lent.

Selon les résultats d’études par étiquetage, il semble que la composante hauturière du stock d’aiguillat commun entreprend de grands déplacements car de 49 à 80 % des individus étiquetés ont été recapturés à l’extérieur de la zone de remise à l’eau (figure 2, McFarlane et King, 2003). De grandes migrations, de jusqu’à 7 000 km, ont été observées : des individus étiquetés au Canada ont été recapturés aussi loin que le Japon et le Mexique. Toutefois, la plupart des individus capturés dans le détroit de Georgia et étiquetés demeurent à proximité du lieu d’étiquetage, et moins de 1 % provenaient du Puget Sound. Les migrations saisonnières sont décrites dans la section sur les besoins en matière d’habitat.

Ketchen (1986) met en garde contre toute tentative de généralisation des habitudes alimentaires de l’aiguillat commun car elles dépendent grandement de l’emplacement, de la profondeur et de la période de l’année. Au moins 60 aliments différents ont été identifiés (Bonham, 1954). Les jeunes se nourrissent principalement d’invertébrés semi-pélagiques mais, au fur et à mesure que leur croissance progresse, leur alimentation passe graduellement aux poissons, le hareng constituant sa principale proie et, dans une moindre mesure, le merlu du Pacifique (Merluccius productus) et la sardine du Pacifique (Sardinops sagax) (Ketchen, 1986).

Dans l'ensemble, l'aiguillat commun est un prédateur opportuniste qui se nourrit d’une vaste gamme de proies (Compagno, 1984). L'abondance des populations de l'aiguillat commun ne dépend donc pas d’un type de proie en particulier.

Généralement, la plus grande menace pour cette espèce demeure la pêche commerciale, tant la pêche dirigée que la prise accessoire (Proposition de la CITES de l’Allemagne, 2003). L’aiguillat commun a peu de prédateurs, il a un grand bassin de proies et une grande répartition, ce qui peut lui fournir une certaine capacité de résilience aux variations naturelles et à la mortalité d’origine anthropique. L’aiguillat commun peut être capable de supporter les changements dans les conditions environnementales à court terme (c.-à-d. changement d’espèces proies, de profondeur, de température), mais son adaptabilité aux changements à long terme (p. ex. le climat) est inconnue.

Plusieurs indices dépendants et indépendants de la pêche sont disponibles pour l’espèce. Ils sont résumés au tableau 2. Une observation qualitative sur la pertinence de chaque indice pour ce qui est de déterminer son statut est également fournie.

Des données sur les prises selon l’effort sont disponibles depuis 1980. Les sorties au cours desquelles les débarquements d’aiguillat commun constituaient au moins 60 % des débarquements totaux et les années au cours desquelles au moins 30 sortis respectaient ce critère ont été utilisées pour le calcul d’indices commerciaux (MPO, 2010). Cette manière de faire visait à inclure seulement les pêches dirigées. Les données sur l’effort de pêche à la palangre sont éparses. Des données adéquates pour la production d’estimations des PUE pour le stock des eaux intérieures ne sont disponibles que pour 11 années entre 1980 et 2008 (tableau 3; figure 5). Les PUE des palangriers commerciaux pour ce stock affichent un déclin d’environ 44 % de 1980 à 2008. Des données sur les PUE des palangriers commerciaux pour le stock des eaux extérieures (tableau 3; figure 6) sont disponibles pour 12 années entre 1996 et 2008. L’indice montre un déclin général des PUE pour ce stock attribuable aux faibles valeurs des points de données pour 2006 et 2008; ce déclin se chiffrait à 39 % entre 1996 et 2006.

Figure 5. Stock des eaux intérieures : Prises moyennes par unité d’effort dans la pêche commerciale à la palangre (PUE; kg/1 000 hameçons; graphique du haut), prises moyennes par unité d’effort dans la pêche au chalut (PUE; kg/h; graphique du bas) et écart-type. Seules les sorties au cours desquelles 60 % ou plus des débarquements totaux étaient constitués d’aiguillat commun ont été prises en considération, et seules les années au cours desquelles au moins 30 sorties respectaient ce critère ont été retenus. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010.

Figure 6. Stock des eaux extérieures : Prises moyennes par unité d’effort dans la pêche commerciale à la palangre (PUE; kg/1 000 hameçons; graphique du haut), prises moyennes par unité d’effort dans la pêche au chalut (PUE; kg/h; graphique du bas) et écart-type. Seules les sorties au cours desquelles 60 % ou plus des débarquements totaux étaient constitués d’aiguillat commun ont été prises en considération, et seules les années au cours desquelles au moins 30 sorties respectaient ce critère ont été retenus. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010.

Bien que des données sur les taux de capture au chalut soient disponibles trait par trait depuis 1996, il est probable qu’elles n’indiquent pas l’abondance relative en raison des faibles taux de capture d’aiguillats communs et des taux élevés de rejet (Gallucci et al., 2011). Par conséquent, les données sur l’effort de chalutage commercial ne sont pas prises en considération dans le présent rapport.

Le relevé à la palangre du MPO ciblant l’aiguillat commun dans le détroit de Georgia n’offre que quatre points de données répartis sur une période de plus de 20 ans, soit 1986, 1989, 2005 et 2008 (tableau 2; figure 7). La moyenne des deux dernières années est plus élevée que la moyenne des deux années antérieures.

Figure 7. Prises moyennes d’aiguillats communs par unité d’effort (PUE; kg/1 000 hameçons) et écart-type pour le relevé à la palangre ciblant le stock d’aiguillat commun des eaux intérieures. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010.

Un relevé stratifié au chalut est mené systématiquement dans le détroit d’Hécate chaque année ou tous les deux ans. Tous les traits utilisés dans la présente analyse ont été effectués entre le 25 mai et le 26 juin, mais la date exacte a changé pour chaque année présentée. La distribution relative de l’aiguillat commun et l’emplacement du relevé sont illustrés à la figure 8. Le taux de capture moyen d’aiguillats communs en 2003, la dernière année de la série chronologique, tel que représenté par les PUE (kg/h), était le plus faible de la série à 8,9 kg/h (tableau 2; figure 9). Le calendrier d’exécution du relevé du détroit d’Hécate chevauche la période lorsque ce requin migre des profondeurs vers des eaux moins profondes, et il est par conséquent possible que la variabilité dans le relevé reflète le moment où il se déplace vers les bancs par rapport à la date du relevé (Fargo, comm. pers., 2005).

Figure 8. Distribution et taux de capture relatif de l’aiguillat commun dans le relevé des assemblages de poissons mené dans le détroit d’Hécate de 1984 à 2003.

Figure 9. Prises moyennes d’aiguillats communs par unité d’effort (PUE; kg/h) et écart-type pour le relevé scientifique au chalut ciblant le poisson de fond mené dans le détroit d’Hécate (stock des eaux extérieures) de 1982 à 2003. Remarque : Le relevé a cessé en 2003. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010.

Depuis 2003, quatre relevés synoptiques différents ciblant le poisson de fond sont menés en Colombie-Britannique, couvrant notamment les eaux extérieures du détroit d’Hécate, la côte ouest de l’île de Vancouver, le bassin de la Reine-Charlotte et la côte ouest de l’archipel Haida Gwaii. Comme très peu d’aiguillats sont capturés dans le cadre de ce dernier, la série chronologique de données produite n’est pas considérée comme un indice utile pour l’espèce dans cette région. Les trois autres séries chronologiques de données provenant de relevés sont courtes, ce qui fait qu’il est difficile d’inférer des tendances dans la taille des populations au fil des périodes d’intérêt pour l’inscription sur la liste du COSEPAC (3 générations). Les données provenant de ces relevés ont toutefois été utilisées pour faire des estimations de la biomasse et de la taille minimales des populations (figure 10; tableau 4). Les estimations combinées de la biomasse totale et de l’abondance dans les trois zones de relevé se situent à 24 000 t ou 19,3 millions d’individus selon les moyennes pour chaque région (tableau 4). L’abondance la plus élevée se trouve sur la côte ouest de l’île de Vancouver.

Figure10. Estimations de la biomasse moyenne (t) d’aiguillats communs selon la zone balayée, toutes classes d’âge confondues, reposant sur les données de quatre relevés synoptiques plurispécifiques au chalut (voir le tableau 4 pour les estimations de l’erreur). Source des données : N. Olsen, Station biologique du Pacifique du MPO, mars 2011.

Le relevé effectué par la Commission internationale du flétan du Pacifique (CIFP) est le seul relevé ci-présenté qui est effectué sur une base annuelle et à l’échelle de la côte nord-américaine du Pacifique. Ce relevé constitue probablement le meilleur indice d’abondance de l’aiguillat commun en eaux canadiennes. Kronlund (2001) a évalué les méthodes utilisées et leur applicabilité aux espèces autres que le flétan, y compris l’aiguillat commun, et a conclu que le relevé constitue un indice d’abondance adéquat pour le stock d’aiguillat commun des eaux extérieures. Les taux de capture de ce requin au cours de toutes les années de relevé sont effectivement plus élevés que dans le cas du flétan du Pacifique, l’espèce ciblée. Un maximum de 172 stations sont typiquement prospectées entre mai et septembre, la plus grande partie de l’effort de relevé étant déployé en juin, juillet et août, lorsque l’aiguillat commun a presque terminé ses migrations saisonnières .

La distribution de l’aiguillat commun selon les taux de capture relatifs par station provenant des données recueillies de 1998 à 2004 concorde aux données sur les prises commerciales et aux données provenant d’autres relevés. Les taux de capture les plus élevés ont été obtenus le long de la côte sud-ouest de l’île de Vancouver et dans le détroit d’Hécate; ils dépassaient souvent 40 individus par 100 hameçons (figure 11; graphique du haut).

À la figure 11 (graphique du bas), les taux de capture moyens (nombre d’individus par 1 000 hameçons) par station sont présentés pour chaque année de relevé entre 1998 et 2008. Dans l’ensemble de la zone de relevé 2B, les taux de capture moyens d’aiguillats communs ont progressivement diminué de 1997 à 2004, ont augmenté de 2005 à 2007, puis ont diminué à nouveau en 2008.

Figure 11. (A) Distribution de l’aiguillat commun dans la zone 2B de la CIFP (stock des eaux extérieures) selon les taux de capture relatifs de 1998 à 2004 aux stations de relevé de la CIFP et (B) prises moyennes par unité d’effort de 1998 à 2008 (PUE; nombre/1 000 hameçons) pour les relevés normalisés des stocks menés par la CIFP de 1993 à 2008. Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010.

Pendant plus de 20 ans, le US National Marine Fisheries Service (NMFS) a mené un relevé triennal le long de la côte ouest de l’Amérique du Nord (description dans Weinberg et al., 2002). La plus grande partie du relevé a été exécutée en eaux américaines, mais il se prolongeait vers le nord en eaux canadiennes jusqu’à la côte sud-ouest de l’île de Vancouver (figure 12). Le NMFS a fourni aux rédacteurs du présent rapport des estimations de l’abondance de l’aiguillat commun (stock des eaux extérieures) d’après des extrapolations de la biomasse dans la zone balayée reposant sur les données de relevé mené dans la région de Vancouver de la Commission internationale des pêcheries du Pacifique Nord (CCPPN).

Figure 12. Distribution et abondance relative de l’aiguillat commun selon les taux de capture (kg/ha) dans le relevé triennal au chalut de fond mené sur la côte ouest de l’Amérique du Nord. Source : Weinberg et al., 2002.

Les tendances dans l’abondance inférées des estimations par relevé (figure 13) sont grandement modulées par une seule année (1989) qui, en retour, a été causée par les deux plus grands traits d’aiguillats communs dans l’histoire du relevé. Il est à noter que le dernier point de données remonte à dix ans.

Figure 13. Estimation de la densité de la biomasse moyenne d’aiguillats communs (millier de kg/km²) et écart-type pour le relevé au chalut de fond du National Marine Fisheries Service ciblant le poisson de fond jusqu’en eaux canadiennes (stock des eaux extérieures de la zone 3CD). Les barres représentent à peu près un écart-type. Source : MPO, 2010.

Le taux de change de chaque indice a été estimé d’après la pente de la régression linéaire du logarithme naturel (loge) de l’indice d’abondance (It) par rapport à la période visée (t, en années). L’équation de régression résultante est ln(I_t) = α + β * t. Le changement en pourcentage au fil de t années peut être calculé comme (e^βt - 1) * 100. La valeur de t a été fixée comme étant égale au nombre d’années entre le premier et le dernier point de données dans chaque série (l’intervalle). Pour comparer les séries, le calcul a aussi été extrapolé sur 51 années (t = 51 années, une génération) pour chaque série. Les valeurs de l’indice appliquées dans l’analyse sont présentées aux tableaux 3 et 4 et les résultats sont résumés au tableau 2. Les pentes ajustées aux valeurs logarithmiques de l’indice sont illustrées à la figure 14.

Figure 14. Régressions linéaires logarithmiques des diverses séries chronologiques de données sur l’abondance de l’aiguillat commun. L’axe y est le logarithme naturel de l’indice. Le libellé de l’axe y identifie le nom de l’indice : INLL = PUE des pêcheurs commerciaux à la palangre dans les eaux intérieures, OUTLL = PUE des pêcheurs commerciaux à la palangre dans les eaux extérieures, INSUR = indice de relevé à la palangre dans les eaux intérieures, HSAS = relevé sur le poisson de fond dans le détroit d’Hécate, QCS = relevé synoptique du bassin de la Reine-Charlotte, HS = relevé synoptique du détroit d’Hécate, WCVI = relevé de la côte ouest de l’île de Vancouver, IPHC = relevé à la palangre de la CIFP, TRI = relevé triennal du NMFS.

En général, le niveau de variation dans les données d’indice expliqué par le modèle de régression est faible (tableau 2). Sept des neuf indices ont une pente négative. De ceux-ci, seul un est significatif au niveau de 0,05 (PUE des pêcheurs commerciaux à la palangre dans les eaux intérieures). L’indice de relevé sur les assemblages de poissons du détroit d’Hécate pour le stock des eaux extérieures est significatif au niveau de 0,1. Le déclin dans ces deux indices se chiffre à 44 % et 78 % respectivement sur leur intervalle, et à 65 % et 98 % respectivement sur une génération.

Les indices provenant des pêches commerciales et des relevés de recherche ciblant l’aiguillat commun ne peignent pas un tableau clair et cohérent de l’évolution de la population au fil du temps. Les séries chronologiques ont tendance à être soit trop courtes par rapport à la durée d’une génération, intermittentes ou variables ou encore couvrir seulement des parties de la répartition spatiale. Le relevé annuel à la palangre mené par la CIFP dans la zone 2B (stock des eaux extérieures) couvre la période allant de 1998 à 2008 et peut constituer l’indice le plus fiable qui soit disponible en raison de sa vaste couverture spatiale et de l’engin utilisé. Il révèle une légère tendance à la hausse (non significative) dans l’abondance au cours de l’intervalle. La série de relevés à la palangre menés dans les eaux intérieures, qui couvre une période de 22 ans mais qui ne comporte que quatre relevés annuels, indique aussi une tendance à la hausse. Par contre, l’indice de relevé sur les assemblages de poissons du détroit d’Hécate (stock des eaux extérieures) montre une tendance à la baisse (non significative) de 1984 à 2003, lorsque le relevé a pris fin. Le déclin dans la série des PUE des pêcheurs commerciaux à la palangre pour le stock des eaux intérieures est significatif au niveau de a = 0.05 et correspond à un déclin de 44 % sur l’intervalle de la série chronologique (ou 65 % lorsque extrapolé sur une génération). Les autres indices provenant de pêches commerciales et de relevés de recherche affichent tous des pentes négatives non significatives dans l’analyse log-linéaire, mais ils ne couvrent que des parties de l’aire de répartition de l’espèce au Canada.

Des modèles de production excédentaire reposant sur les prises et les indices de relevé ont été ajustés séparément pour le stock côtier et le stock du large de la population d’aiguillat commun du Pacifique Nord (Gallucci et al., 2011). Les résultats ne sont toutefois pas considérés comme adéquats pour déterminer la situation des stocks, et le dernier avis scientifique repose sur des considérations générales des prises et des indices de relevé (MPO, 2010). Le MPO a conclu qu’il est peu probable que des déclins dommageables ou irréversibles de leur abondance se produisent au cours du délai de cinq ans à la fin duquel aura lieu la prochaine évaluation.

Les distributions des fréquences de longueur chez les aiguillats communs femelles de 1984 à 2002 provenant du relevé mené dans le détroit d’Hécate indiquent une diminution frappante dans la proportion des classes des grandes tailles (figure 15). Bien qu’un relevé ait été effectué en 2003, les prises d’aiguillats communs étaient insuffisantes pour établir une distribution des fréquences de longueur significative. Le pourcentage de femelles de plus de 900 mm de longueur a diminué de 30,5 % en 1984 à 0,9 % seulement en 2002 (figure 16) (Wallace et al., 2009). Ces changements reflètent probablement des changements réels dans la composition selon la taille dans la zone de relevé parce que des engins de pêche et des protocoles d’échantillonnage comparables ont été utilisés tout au long de ce relevé.

Figure 15. Fréquences de longueur relatives des aiguillats communs femelles échantillonnés dans le cadre du relevé au chalut mené dans le détroit d’Hécate de 1984 à 2002. Source : Wallace et al., 2009.

Figure 16. Pourcentage d’aiguillats communs de plus de 900 mm présents dans les prises de relevé au chalut mené dans le détroit d’Hécate de 1984 à 2002. Remarque : La taille correspondant à la maturité de 50 % des femelles est de 940 mm environ. Source : Wallace et al., 2009.

Les estimations extrapolées de l’abondance selon la longueur de tous les aiguillats communs (mâles et femelles) capturés dans le cadre des relevés synoptiques menés dans le détroit d’Hécate (2005, 2007, 2009), sur la côte ouest de l’île de Vancouver (2004, 2006, 2008, 2010) et dans le bassin de la Reine-Charlotte (2003, 2004, 2005, 2007, 2009) sont présentées à la figure 17. La longueur moyenne se situe à 70 cm, 69 cm et 68 cm respectivement, et la proportion des populations échantillonnées de longueur plus élevée que la longueur à la maturité se situe à 5,4 %, 0,2 % et 0,1 % pour les populations du détroit d’Hécate, de la côte ouest de l’île de Vancouver et du bassin de la Reine-Charlotte respectivement. D’après les estimations de l’abondance du tableau 3 et le fait que ces proportions vont atteindre la maturité, une estimation minimum du nombre d’individus matures le situe à environ 100 000. Cette estimation est un niveau minimum parce qu’il est probable que le chalut de fond sous-échantillonne les aiguillats adultes.

Figure 17. Estimations extrapolées de l’abondance de l’aiguillat commun selon la longueur d’après les données des relevés synoptiques menés sur la côte ouest de l’île de Vancouver, dans le bassin de la Reine-Charlotte et dans le détroit d’Hécate. Source des données : Base de données GFBio de la région du Pacifique du MPO.

Les distributions de la fréquence des longueurs dans les prises commerciales à la palangre et au chalut réalisées de 1966 à 2010 indiquent une réduction dans l’abondance des individus de grande taille selon les échantillons prélevés par le passé et récemment (figure 18). La longueur moyenne des prises au chalut a diminué de 93 cm (1966-1985) à 73 cm (2001-2010). Cette baisse est au moins en partie due à l’intensité de l’échantillonnage en mer des prises au chalut dans la dernière décennie, avant que les individus de petite taille puissent être rejetés à la mer. L’échantillonnage au cours de la première période était effectué à terre, et donc ne portait que sur la partie débarquée des prises. Quoi qu’il en soit, les individus matures de grande taille brillaient par leur absence dans les prises au chalut au cours de la dernière décennie, un patron semblable à celui dégagé des prises de relevé de recherche. La longueur moyenne des échantillons des prises à la palangre a diminué de 93 cm (1973-1995) à 85 cm (2001-2009) (figure 18). La proportion d’individus de plus de 94 cm de longueur a diminué de 54 à 12 % dans le cas de la pêche au chalut et de 49 à 20 % dans le cas de la pêche à la palangre. Tous ces échantillons ont été prélevés dans les débarquements.

Figure 18. Distributions passée et actuelle de la fréquence des longueurs de l’aiguillat commun d’après les échantillons prélevés dans les prises commerciales au chalut non triées (graphique du haut) et les échantillons des prises commerciales à la palangre prélevés à terre (graphique du bas). Les lignes verticales représentent la moyenne dans chaque série. Source : Base de données GFBio de la région du Pacifique du MPO.

Il s’est produit, au cours de la période allant de 1974 à 2004, un déclin marqué dans la taille moyenne des femelles selon les données sur la pêche commerciale à la palangre; celle-ci a passé de 124 cm (1975-1979) à 80 cm (2000-2004) (MPO, 2010). Selon les données de relevé, l’intervalle de longueur modal chez les mâles est passé de 80-85 cm (intervalle observé en 1986 et 1989) à 75-80 cm (intervalle observé en 2005 et 2006). La longueur modale chez les femelles n’était pas aussi prononcée (figure 19; MPO, 2010). La distribution des fréquences de longueur des aiguillats communs femelles affiche deux caractéristiques au fil du temps : 1) une diminution du nombre de femelles de grande taille (> 100 cm); 2) une augmentation du nombre de femelles de plus de 90 cm; et 3) une augmentation du nombre d’individus de petite taille (55-85 cm) (figure 19). Des individus matures de grande taille se trouvent encore dans la composition des tailles. Étant donné que les indices récents d’abondance moyenne du stock des eaux intérieures (figure 7) sont plus élevés qu’ils ne l’étaient il y a 20 ans, ce changement dans la distribution des tailles pourrait en fait refléter l’accroissement du nombre de jeunes individus dans l’habitat de fond (King et McFarlane, 2009).

Le NMFS a recueilli des données sur la fréquence des longueurs de l’aiguillat commun de 1980 à 2004, mais n’a déterminé le sexe des individus que pendant la dernière décennie environ. En général, très peu d’individus de grande taille sont représentés dans les distributions des fréquences de longueur (figure 20). Les femelles matures constituent moins de 0,5 % des individus consignés (figure 20, graphique du bas). Il est connu que l’aiguillat commun se déplace en bancs qui présentent une ségrégation des tailles et des sexes; par conséquent, l’absence à toutes fins pratiques d’individus de grande taille dans les bases de données du NMFS (toutes années confondues) donne à penser qu’une certaine forme de ségrégation des tailles ou des sexes peut se produire dans la région de Vancouver (Ketchen, 1986).

Figure 19. Distributions des fréquences (nombre de poissons) chez les aiguillats communs mâles (barres vides; axes de gauche) et femelles (barres pleines; axes de droite) capturés dans le cadre du relevé à la palangre ciblant le stock des eaux intérieures : A) en 1986; B) en 1989; C) en 2005 et D) en 2008, par 1 000 hameçons. Les fréquences pour les relevés de 2005 et 2008 ont été corrigées pour tenir compte de la différence dans la capturabilité selon la profondeur, selon King et McFarlane (2009). Source : MPO, 2010.

Figure 20. Distributions des fréquences de longueur chez l’aiguillat commun dans la région de Vancouver de la CIPPN d’après la base de données des relevés au chalut menés par le National Marine Fisheries Service pour (A) tous les aiguillats communs, de 1986 à 2004 et (B) les femelles, de 1999 à 2004. Remarque : Avant 1999, le sexe des individus n’était pas déterminé, à l’exception d’un petit échantillon en 1986.

La proportion d’individus de grande taille a diminué dans les échantillons des prises commerciales et de recherche au cours des quatre dernières décennies. Il est présumé qu’une partie du déclin dans la taille moyenne des spécimens prélevés dans les prises commerciales peut être attribuée à la fréquence d’échantillonnage non uniforme d’une année à l’autre. Elle peut aussi être attribuée aux conditions du marché favorisant les individus de plus petite taille au milieu des années 1990, ce qui a probablement mené à la rétention de ceux-ci (MPO, 2010). Il est toutefois considéré que cela reflète aussi un déclin important dans l’abondance d’individus de grande taille dans la population.

Ce changement dans la composition selon la taille a aussi été relevé dans les données de relevé à la palangre sur le stock des eaux intérieures et les données de relevé synoptique au chalut sur le stock des eaux extérieures. Des individus de plus de 94 cm de longueur sont virtuellement absents dans les récents relevés synoptiques (figure 17) malgré qu’ils fussent présents en plus grandes proportions dans la série chronologique de relevés antérieurs (figures 15 et 16).

Le déclin du nombre d’individus de grande taille dans une population peut résulter de taux d’exploitation élevés. Un changement possible dans l’utilisation de l’habitat peut expliquer une telle réduction, mais cela n’a pas été démontré.

Il existe deux relevés fiables, actuels et publiés, des eaux américaines adjacentes aux eaux canadiennes, menés tous deux dans les eaux de l’Alaska. L’un est mené par l’Alaska Fisheries Science Centre (AFSC) du NMFS tous les deux ans et l’autre par la CIFP tous les ans. Les aspects de ces relevés qui s’appliquent à l’aiguillat commun sont résumés dans Tribuzio et al. (2010). Le relevé du NMFS indique une tendance à la hausse de 1983 à 2007 puis un déclin marqué en 2009 (figure 21). Rodgveller et al. (2007) signalent que l’estimation de la biomasse dans la zone de drague du relevé de 2007 mené dans le golfe d’Alaska avait augmenté à 161 965 tm, qui représente le pic de la série. Les données de relevé mené par la CIFP sont illustrées uniquement sous forme de distribution des taux de capture dans la zone de relevé (figure 22). Bien qu’il ne permette pas d’inférer une tendance, le relevé montre clairement que l’aiguillat commun est capturé en grand nombre dans toute la zone prospectée. Sur l’ensemble, les deux relevés indiquent que l’abondance de l’aiguillat commun est stable et peut-être à la hausse dans les eaux du golfe d’Alaska.

Figure 21. Tendances dans les estimations de la biomasse totale (t) d’aiguillats communs d’après les relevés au chalut de fond menés par l’AFSC dans le golfe d’Alaska, exprimées sous forme d’indice d’abondance relative. Les barres représentent les intervalles de confiance de 95 %. Source : Tribuzio et al., 2010.

Figure 22. Distribution spatiale des prises d’aiguillats communs durant les relevés à la palangre menés par la CIFP en eaux américaines de 2006 à 2009. La hauteur des barres représente le nombre d’aiguillats capturés. Chaque barre représente un trait de relevé. Les traits ne produisant pas d’aiguillats ont été retirés aux fins de clarté. Source : Tribuzio et al., 2010.

Dans les eaux canadiennes et les eaux américaines adjacentes, une panoplie de données sur l’abondance et la biologie ont été examinées pour comprendre la situation de l’aiguillat commun du Pacifique, notamment : 1) les données sur les prises commerciales et l’effort; 2) les données de relevés par pêche à la palangre mené dans l’ensemble du stock des eaux intérieures); 3) les données historiques et actuelles de relevés par pêche au chalut ciblant les poissons de fond; 4) les données de relevés normalisés d’évaluation des stocks de la CIFP; 5) les données de relevés par pêche au chalut de fond ciblant le poisson de fond du National Marine Fisheries Service; et 6) des données sur la fréquence des longueurs provenant de diverses sources de données de relevés et sur les prises commerciales. En général, d’après ces données, il n’existe pas de tendances uniformes évidentes à la hausse ou à la baisse à long terme. Le meilleur indice d’abondance, soit le relevé à la ligne fixe mené par la CIFP, indique une tendance dans les eaux canadiennes (figure 11) ainsi qu’un maximum historique en 2007. De la même façon, le relevé mené dans le golfe d’Alaska (figure 22) montre que l’aiguillat commun est abondant partout dans cette région. Cependant, d’autres relevés moins fiables donnent à penser qu’un déclin d’abondance peut s’être récemment produit. Par conséquent, il n’est pas clair quelle a été la tendance dans l’abondance.

Les données sur la fréquence des longueurs illustrent la principale préoccupation que soulève cette population : il s’est produit une diminution dans l’abondance relative des individus de grande taille selon les données provenant du relevé scientifique du détroit d’Hécate, des pêches commerciales et du relevé scientifique à la palangre mené dans les eaux intérieures. L’effort de pêche ne semble pas expliquer ce déclin, car il est généralement reconnu que le stock des eaux extérieures est peu exploité et que le stock des eaux intérieures connaît un accroissement de taille selon les meilleures données de relevé disponibles (MPO, 2010). Par conséquent, le changement dans les fréquences de longueur peut refléter un changement dans la présence saisonnière d’individus de grande taille. Il est évident que la tendance doit faire l’objet d’autres analyses et d’une surveillance continue.

Le taux d’échange entre les populations canadiennes et américaines est en partie inconnu (McFarlane et King, 2003). Les données disponibles donnent à penser qu’il se produit un échange important entre le segment de la population de la côte sud-ouest du Canada et le segment des eaux américaines adjacentes, peu d’échange entre les stocks du détroit de Georgia et du Puget Sound, ainsi que peu d’échange entre les stocks du nord de la Colombie-Britannique et des eaux américaines (figure 2).

Il est probable que le stock du détroit de Georgia ne bénéficie pas d’une immigration d’individus issus du stock adjacent du Puget Sound. Palsson (2009) signale que les effectifs de ce dernier sont faibles et, d’après des données d’études par étiquetage, on ne s’attend pas à ce qu’il contribue grandement à la reconstitution des stocks canadiens (McFarlane et King, 2003).

Les mouvements d’entrée et de sortie de l’aiguillat commun dans les eaux de l’Alaska sont inconnus. Les résultats de relevés récents des eaux de l’Alaska (figures 17 et 18) indiquent que l’aiguillat commun est répandu et abondant, et que ses effectifs sont à la hausse (Conrath et Foy, 2009). Il est probable qu’il se produit un échange entre le stock canadien des eaux extérieures et le stock de l’Alaska et que ces deux stocks appartiennent à la même population.

Dans le monde, la surpêche est la seule menace immédiate pesant sur l’aiguillat commun au niveau de ses populations (Proposition de la CITES de l’Allemagne, 2003). Les caractéristiques du cycle vital, dont une longue gestation, un taux de croissance lent, un âge de maturité tardif, un faible taux d’augmentation intrinsèque, une faible fécondité, une longévité remarquable, ainsi que la ségrégation et les agrégations selon le sexe et la taille sont des caractéristiques qui contribuent à la vulnérabilité de l’aiguillat commun à la surpêche (Ketchen, 1986). D’autre part, l’espèce est largement répandue, elle a peu de prédateurs, elle a une croissance dépendante à la densité et elle est un prédateur généraliste opportuniste, un ensemble de caractéristiques pouvant contribuer à la reconstitution des populations décimées pourvu que la mortalité par pêche est considérablement réduite ou éliminée (Wood et al., 1979; Ketchen, 1986).

Dans les eaux canadiennes du Pacifique, l’aiguillat commun fait depuis longtemps l’objet d’une pêche commerciale historique et diversifiée qui a commencé en 1870 (Ketchen, 1986; Bonfil, 1999). Les prises dans le stock des eaux intérieures ont culminé à plus de 12 000 t et dans le stock des eaux extérieures, à plus de 25 000 t, au début des années 1940, durant la pêche à des fins de production d’huile de foie provenant de cette espèce (figure 23). Les débarquements ont atteint un creux dans les années 1960. Depuis la fin des années 1970, l’aiguillat commun fait l’objet d’une pêche vivrière à la palangre et au chalut, et les débarquements totaux annuels s’établissent en moyenne à environ 1 500 t pour le stock des eaux intérieures et à 1 600 t pour le stock des eaux extérieures.

Figure 23. Débarquements et rejets canadiens totaux (en tonnes) chez l’aiguillat commun du stock des eaux intérieures (graphique du haut) et du stock des eaux extérieures (graphique du bas) de 1935 à 2008. De 1966 à aujourd’hui, la mortalité totale est estimée séparément pour le chalut (zone hachurée) et la palangre (zone pleine). La ligne noire continue correspond à la mortalité totale pour tous les types d’engins combinés. Source : MPO, 2010.

En Colombie-Britannique, l’aiguillat commun est géré en vertu d’un quota annuel dont la mise en place a été recommandée en 1980 et qui est fondé sur un modèle de la population. Le TAC pour le stock des eaux extérieures a tout d’abord été fixé à 15 000 t puis a été diminué à 12 000 t en 1994. Pour sa part, le TAC pour le stock des eaux intérieures a au départ été fixé à 3 000 t, abaissé à 2 500 t pour 1994 et 1995, augmenté à 5 000 t pour 1996 à 2004, puis abaissé à nouveau à 3 000 t en 2005. Il a été réduit à 2 000 t en 2011.

Il y a 20 ans, Saunders (1989) a estimé que la biomasse à l’échelle de la côte du Pacifique, y compris les eaux américaines, se situait à 280 000 t, dont la moitié au deux tiers se retrouvait probablement en eaux canadiennes (soit de 150 000 à 200 000 t). Les estimations ultérieures des prises canadiennes, y compris les rejets, sont faibles en comparaison.

Une évaluation plus récente des stocks (Galluci et al., 2011) n’a pas produit des estimations quantitatives de la taille des stocks permettant d’établir des quotas. Quoi qu’il en soit, et selon des données qualitatives, le MPO (2010) a conclu qu’il n’existe aucune préoccupation immédiate relative à la conservation des stocks d’aiguillats communs du Pacifique des eaux intérieures et extérieures et que, compte tenu des perceptions à l’égard de l’état actuel des stocks, il est peu probable que des déclins dommageables ou irréversibles de leur abondance se produisent au cours des cinq prochaines années aux niveaux de prélèvements actuels (2000 à 2009). À l’heure actuelle, ni les chalutiers ni les palangriers ne capturent leurs quotas annuels combinés. Les rejets sont contrôlés par la couverture d’observateurs dans toutes les sorties de la flottille des palangriers de l’option B depuis 1996 et une combinaison d’un programme de journaux de bord (depuis 2001) et de systèmes de surveillance vidéo visant la flottille de ligneurs depuis 2006. Quoi qu’il en soit, il est probable que les taux de rejet soient sous-estimés et que, par le fait même, la mortalité totale attribuable à la pêche le soit aussi (MPO, 2010). En l’absence d’estimations de la taille des composantes côtière et hauturière de la population, il est impossible d’inférer directement l’impact de la pêche actuelle sur la population. Il reste que la réduction marquée dans la composition selon la taille demeure une grave préoccupation et que le rôle afférent de la pêche n’a pas été écarté.

Il a également été démontré que l’aiguillat commun est vulnérable à la surpêche dans les territoires à l’extérieur de l’Amérique du Nord (Heesen, 2003) mais qu’il semble se rétablir si la pression de pêche diminue (Rago et Sosbee, 2008). L’appauvrissement des populations du nord-est de l’Atlantique a ouvert les marchés européens à l’Amérique du Nord, ce qui explique en partie le développement rapide de la pêche aux États-Unis, dans le nord-ouest de l’Atlantique (Proposition de la CITES de l’Allemagne, 2003).

La bioaccumulation de toxines, dont le mercure, a été démontrée comme se produisant chez l’aiguillat commun dans les eaux canadiennes, mais ses effets à long terme au niveau des populations sont inconnus (Ketchen, 1986).

L’aiguillat commun est une espèce de requin abondante et de ce fait, il joue un rôle important dans les systèmes naturels et humains (Compagno, 1984). Son rôle dans l’écosystème n’est pas bien compris; toutefois, sa réputation à titre de prédateur ou compétiteur direct des espèces commerciales n’est plus à faire dans le monde de la pêche (Ketchen, 1986). Cette espèce a été tuée pour un plus grand nombre de raisons que tout autre poisson au Canada. L’huile de ce poisson a été utilisée comme lubrifiant industriel, pour l'éclairage (notamment les phares) et en tant que source de vitamine A. Sa chair peut-être consommée ou transformée en engrais ou en farine de poisson. Ses nageoires font partie du commerce international de nageoires de requin Finalement, cette espèce a fait l'objet de programmes d'éradication ciblée étant donné son caractère « nuisible » pour le secteur de la pêche commerciale (Ketchen, 1986). Dans la communauté de pêcheurs, sa réputation d’animal nuisible s’est établie en raison de sa capacité à se nourrir des espèces visées qui sont prises dans les filets de pêche ou accrochées aux hameçons ou encore, du fait que lorsqu'il est lui-même pris dans les lignes de pêche, il mange l'appât et endommage les filets de pêche.

La réputation de l'aiguillat commun explique en partie le manque de gestion adéquate observé à l'échelle mondiale. Ses caractéristiques biologiques montrent clairement qu'il est très vulnérable à la mortalité d’origine anthropique. La période de gestation de l'aiguillat commun (18 à 24 mois) est la plus longue déterminée pour un animal, à l'exception possible du pèlerin, et elle contribue en partie au fait que son taux d'augmentation intrinsèque est l'un des plus lents des 26 espèces de requins étudiées dans le Pacifique (Smith et al., 1998).

Lorsque l’aiguillat commun était considéré comme une seule espèce, l’UICN l’a évalué comme étant une espèce quasi menacée à l’échelle mondiale. La population du Pacifique a été évaluée par l’UICN comme étant vulnérable (Fordham et al., 2006).

En janvier 2004, lors d’une réunion des représentants régionaux, l'Allemagne a présenté aux États européens membres de la CITES une proposition visant à inscrire l'aiguillat commun à l'Annexe II de la CITES, ce qui contribuerait au contrôle du commerce du requin dans les populations décimées (Proposition de la CITES de l’Allemagne, 2003). Cette proposition a été rejetée par les États européens membres en mai 2004 et par conséquent, elle n’a pas été examinée par la CITES. Plus récemment, l’Allemagne a présenté (au nom des États membres de la Communauté européenne agissant dans l’intérêt de la Communauté européenne) cette même proposition lors de la 14^e session de la Conférence des Parties (CdP14), tenue en 2007, et la Suède et la République des Palaos l’a présentée à nouveau (au nom des États membres de la Communauté européenne agissant dans l’intérêt de la Communauté européenne) lors de la 15^e session de la Conférence des Parties (CdP15), tenue en 2010. La proposition a été rejetée lors de ces deux conférences et par conséquent, l’aiguillat commun n’a pas été inscrit à la liste de la CITES. Pour obtenir de plus amples renseignements sur les justifications de ces décisions, [visiter le site de CITES (en anglais seulement)].

En Colombie-Britannique, la pêche de l’aiguillat commun est gérée en vertu de quotas, mais le fondement scientifique de ces quotas n’a pas été établi en l’absence d’estimations de la taille de la population. Le quota pour le stock des eaux extérieures est considérablement plus élevé que les prises depuis qu’il a été établi. Il n’est donc pas évident que les quotas permettraient de protéger adéquatement l’aiguillat commun advenant le cas que les prises augmentent pour satisfaire à une demande à la hausse.

La pratique selon laquelle seuls les ailerons sont coupés et vendus est interdite au Canada. Les ailerons peuvent toutefois être prélevés et vendus si le reste de l’animal est vendu aux fins de prélèvement de la chair.

Plusieurs personnes ont facilité la rédaction du présent rapport. Vanessa Hodes, du ministère des Pêches et des Océans, a grandement aidé à la préparation des données et à la production de cartes. Les rédacteurs remercient Claude Dykstra, de la Commission internationale du flétan du Pacifique, qui a préparé et fourni les bases de données pertinentes. Mark Wilkins, du National Marine Fisheries Service, a préparé et fourni la base de données provenant du relevé triennal au chalut mené sur la côte ouest. Jeff Fargo, de la Station biologique du Pacifique du MPO, a aidé à la préparation des données de relevé au chalut mené dans le détroit d’Hécate. Norm Olsen, également de la Station biologique du Pacifique du MPO, a fourni des données provenant des relevés synoptiques au chalut et sur la composition des prises selon la taille provenant des pêches commerciales.

ASMFC (Atlantic States Marine Fisheries Commission). 2002. Interstate Fishery Management Plan for Spiny Dogfish, Fishery Management Report N^o. 40 of the Atlantic States Marine Fisheries Commission (ASMFC), Washington, D.C., États-Unis, novembre 2002, 107 p.

Beamish, R. J., G. A. McFarlane, K. R. Weir, M. S. Smith, J. R. Scarsbrook, A. J. Cass et C.C. Wood. 1982. Observations on the biology of Pacific Hake, Walleye Pollock and Spiny Dogfish in the Strait of Georgia, Juan de Fuca Strait and off the west coast of Vancouver Island and United States, July 13-24, 1976. Rapport manuscrit canadien des sciences halieutiques et aquatiques 1651: 150 p.

Bonfil, R. 1999. The dogfish (Squalus acanthias) fishery off British Columbia, Canada and its management, p. 608-655 in R. Shotton (éd.). Case studies of the management of elasmobranch fisheries. FAO Fisheries Techical Paper 378. FAO, Rome.

Bonham, K. 1954. Food of the dogfish Squalus acanthias. Washington Department of Fisheries Research Papers 1(1): 25-36.

Campana, S.E., A.J.F. Gibson, L. Marks, W. Joyce, R. Rulifson et M. Dadswell. 2007. Stock structure, life history, fishery and abundance indices for Spiny Dogfish (Squalus acanthias) in Atlantic Canada. Sec. can. de consult. sci du MPO. Doc. de rech. 2007/089.

Compagno, L.J.V. 1984. Sharks of the world. An annotated and illustrated catalogue of shark species known to date, Part 1, Hexanchiformes to Lamniformes. FAO Fish Synop. 125: 1-249.

Condit, R., et B.J. Le Bouf. 1984. Feeding habits and feeding grounds of the northern elephant seal. Journal of Mammalogy 65: 281-290.

Conrath, C. L., et R. J. Foy. 2009. A history of the distribution and abundance of spiny dogfish in Alaska waters, p. 119-126 in V. F. Gallucci, G. A. McFarlane et G. G. Bargmann (éd.). Biology and management of spiny dogfish sharks. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.

COSEPAC. 2010. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’aiguillat commun (Squalus acanthias), population de l’Atlantique, au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. vii + 60 p.

Courtney, D., S. Gaichas, J. Boldt, K.J. Goldman et C. Tribuzio. 2004. Sharks in the Gulf of Alaska, Eastern Bering Sea, and Aleutian Islands, p. 1009-1074 in NPFMC (éd.). Stock Assessment and Fishery Evaluation Report for the Groundfish Resources of the Bering Sea/Aleutian Islands Region, North Pacific Fishery Management Council, North Pacific Fishery Management Council, Anchorage, Alaska.

Ebert, D.A., T.W. White, K.J. Goldman, L.J.V. Compagno, T.S. Daly-Engel et R.D. Ward. 2010. Resurrection and redescription of Squalus suckleyi (Girard, 1854) from the North Pacific, with comments on the Squalus acanthias subgroup (Squaliformes: Squalidae). Zootaxa 2612: 22-40.

FAO. 2004. Fisheries Global Information System. Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture. Site Web : http://www.fao.org/figis/servlet.htm (consulté en décembre 2004, en anglais seulement).

Fargo, J.A. comm. pers. 2005. Correspondance par voie électronique avec J. King, avril 2005. Chef de la Section de l’évaluation des stocks de poissons de fond, Station biologique du Pacifique, Pêches et Océans Canada, Nanaimo, Colombie-Britannique.

Fargo, J., A. V. Tyler et R. P. Foucher. 1990. Distribution of demersal fishes in Hecate Strait, British Columbia, based on systematic trawl surveys conducted from 1984-1987. Rapport technique canadien des sciences halieutiques et aquatiques 1745.

Fordham, S., Fowler, S.L., Coelho, R., Goldman, K.J., et Francis, M. 2006. Squalus acanthias (Northeast Pacific subpopulation) in IUCN 2010. IUCN Red List of Threatened Species (en anglais seulement). Version 2010.4. (consulté le 11 janvier 2011).

Gallucci, V. F., et B. J. Langseth. 2009. Interactions between two sharks: Spiny dogfish and sixgill shark in the Puget Sound/Georgia Basin ecosystem, Northeast Pacific Ocean, p. 277-284 in V. F. Gallucci, G. A. McFarlane et G. G. Bargmann (éd.). Biology and management of spiny dogfish sharks. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.

Gallucci, V., I. Taylor, J. King, G. McFarlane et R. McPhie. 2011. Spiny dogfish (Squalus acanthias) assessment and catch recommendations for 2010. Sec. can. de consult. sci du MPO. Doc. de rech. 2011/034. 69 p.

Germany CITES Proposal. 2003. Proposal to include the Spiny Dogfish (Squalus acanthias) in Appendix II CITES. Préparée pour la Treizième session de la Conférence des Parties, Bangkok, Thaïlande.

Goldman, K.J.2001. Sharks and shark bycatch in Alaska State and Federal Waters, p. 60-79 in Pat Livingston (éd.). Ecosystems Considerations for 2002, North Pacific Fishery Management Council, 605 W. 4^th Ave., Suite 306, Anchorage, AK 99501-2252.

Hart, J. L. 1973. Pacific fishes of Canada. Fisheries Research Board of Canada Bulletin 180. 740 p.

Hauser, L. 2009. The molecular ecology of dogfish sharks, p. 229–252 in V. F. Gallucci, G. A. McFarlane et G. G. Bargmann (éd.). Biology and management of spiny dogfish sharks. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.

Heessen, H.J.L. 2003. Development of elasmobranch assessments (DELASS). Final report of DG Fish Study Contract 99/055, 605 p.

Ketchen, K.S. 1975. Age and growth of dogfish (Squalus acanthias) in British Columbia waters. Journal of the Fisheries Research Board of Canada 32: 43-59

Ketchen, K. S. 1986. The Spiny Dogfish (Squalus acanthias) in the northeast Pacific and a history of its utilization. Publication spéciale canadienne des sciences halieutiques et aquatiques 88, 78 p.

King, J. R., et G. A. McFarlane. 2009. Trends in abundance of spiny dogfish in the Strait of Georgia, 1980–2005, p. 89–100 in V. F. Gallucci, G. A. McFarlane et G. G. Bargmann (éd.). Biology and management of spiny dogfish sharks. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.

Kronlund, A. R. 2001. Information on non-target species in the International Pacific Halibut Commission standardized stock assessment survey. Comité d’examen des évaluations scientifiques du Pacifique. Document de travail G2001-07.

Kulka, D. W. 2006. Abundance and distribution of demersal sharks on the Grand Banks with particular reference to the NAFO regulatory area. NAFO SCR Doc. 06/20, Ser. N^o. N5237.

McFarlane, G.A., et J.R. King. 2003. Migration patterns of Spiny Dogfish (Squalus acanthias) in the North Pacific Ocean. Fisheries Bulletin 10: 358-367.

McFarlane, G.A., et J.R. King. 2009. Movement patterns of spiny dogfish within the Strait of Georgia, p. 77-87 in V. F. Gallucci, G. A. McFarlane et G. G. Bargmann, (éd.). Biology and management of spiny dogfish sharks. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.

McFarlane, G.A., et R.J. Beamish. 1987. Validation of the dorsal spine method of age determination for Spiny Dogfish, p. 287-300 in The age and growth of fish. R.C. Summerfelt et G.E. Hall (éd.). Iowa State University Press, Ames.

McMillan, D.G., et W.W. Morse. 1999. Essential Fish Habitat Source Document: Spiny Dogfish, Squalus acanthias, Life History and Habitat Characteristics. NOAA Technical Memorandum NMFS – NE 150.

MPO (Pêches et Océans Canada). 2010. Évaluation de l’aiguillat commun (Squalus suckleyi) de la Colombie-Britannique en 2010. Secr. can. de consult. sci. du MPO. Avis. sci. 2010/057.

Nammack, M.F., J.A. Musick et J.A. Colvocoresses. 1985. Life history of Spiny Dogfish off the northeastern United States. Transactions of the American Fisheries Society. 114: 367-376.

Olsen, N. comm. pers. Station biologique du Pacifique, Pêches et Océans Canada, Nanaimo, Colombie-Britannique.

Palsson, W. S. 2009. The status of spiny dogfish in Puget Sound, p. 53-65 in V. F. Gallucci, G. A. McFarlane et G. G. Bargmann (éd.). Biology and management of spiny dogfish sharks. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.

Rago, P., et K. Sosebee. 2008. Update on the status of Spiny Dogfish in 2008 and Initial evaluation of alternative harvest strategies. Northeast Fisheries Science Center, National Marine Fisheries Service, Atlantic States Marine Fisheries Commission, Providence, RI.

Rodgveller, C., J. Heifetz, D. Courtney, C. Tribuzio, K. Goldman et J. Rice. 2007. Gulf of Alaska sharks, p. 1017-1020 in NPFMC (éd.). Stock assessment and Fishery Evaluation Report for the Groundfish Resources of the Gulf of Alaska. North Pacific Fishery Management Council, Anchorage, Alaska.

Saunders, M.W. 1989. Dogfish, p. 169-176 in J. Fargo et A.V. Tyler (éd.). Groundfish stock assessments for the West Coast of Canada in 1988 and recommended yield options for 1989. Rapport technique canadien des sciences halieutiques et aquatiques 1646.

Saunders, M. W., et G. A. McFarlane. 1993. Age and length at maturity of the female Spiny Dogfish, Squalus acanthias, in the Strait fo Georgia, British Columbia, Canada. Environmental Biology of Fishes. 38: 49-57.

Smith, S.E., D.W. Au et C. Show. 1998. Intrinsic rebound potentials of 26 species of Pacific sharks. Marine and Freshwater Research49: 663-678.

Soldat, V.T. 1979. Biology, Distribution, and abundance of the Spiny Dogfish in the Northwest Atlantic. ICNAF Research Document 79/VI/102. Serial N^o. 5467. 9 p.

Templeman, W. 1984. Migrations of Spiny Dogfish, Squalus acanthias, and recapture success from tagging in the Newfoundland area, 1963-65. Journal of Northwest Atlantic Fisheries Science 5: 47-53.

Tribuzio, C.A., K. Echave, C. Rodgveller, J. Heifetz et K.J. Goldman. 2010. Assessment of the sharks in the Gulf of Alaska, p. 695-744 in NPFMC (éd.). Stock Assessment and Fishery Evaluation Report for the Groundfish Resources of the Gulf of Alaska, North Pacific Fishery Management Council, North Pacific Fishery Management Council, Anchorage, Alaska.

Verissimo, A., McDowell, J.R., et Graves, J.E. 2010. Global population structure of the spiny dogfish Squalus acanthias, a temperate shark with an antitropical distribution. Molecular Ecology 19 : 1651–1662.

Wallace, S., G. McFarlane, S. Campana et J.R, King. 2009. Status of spiny dogfish in Atlantic and Pacific Canada, p. 313-334 in V. F. Gallucci, G. A. McFarlane et G. G. Bargmann (éd.). Biology and management of spiny dogfish sharks. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.

Weinberg, K. L., M. E. Wilkins, F. R. Shaw et M. Zimmerman. 2002. The 2001 Pacific west coast bottom trawl survey of groundfish resources: Estimates of distribution, abundance, and length and age composition. NOAA Technical Memorandum NMFS-AFSC-128. 140 p.

Wood, C. C., K.S. Ketchen et R.J. Beamish. 1979. Population dynamics of Spiny Dogfish (Squalus acanthias) in British Columbia waters. Journal of the Fisheries Research Board of Canada 36: 647-656.

Les recherches de Scott Wallace portent principalement sur la durabilité des pêches en mer, la conservation de la diversité biologique marine et les approches écosystémiques de la gestion des pêches. Il joue un rôle actif dans la communauté des conservationnistes où il agit à titre d’analyste des pêches auprès de la Fondation David Suzuki. À ce titre, il évalue les pratiques de pêche actuelles au niveau national et international et est membre de nombreux comités consultatifs gouvernementaux. Il est titulaire d’un doctorat du Centre des pêches de l’Université de la Colombie-Britannique.

Steven Campana est scientifique principal à l’Institut océanographique de Bedford du Canada. Il y dirige un programme actif de recherche sur la dynamique des populations de poissons, portant en particulier sur les requins des eaux canadiennes et le développement de nouvelles technologies axées sur l’otolithe pour la détermination de l’âge et la discrimination des stocks. Il dirige actuellement le Laboratoire de recherche sur les otolithes et le Laboratoire de recherche sur les requins, il est président du groupe de travail sur l’évaluation des stocks et il dirige plusieurs projets interdisciplinaires multinationaux.

Les recherches de Gordon (Sandy) McFarlane se concentrent sur la détermination et la mise au point de paramètres biologiques utilisés dans l’évaluation des stocks, l’étude des facteurs climatiques et océaniques exerçant une influence sur la dynamique des poissons marins, et les liens océanographiques concernant la physique, la biologie et les ressources halieutiques des grands écosystèmes marins. Pendant plusieurs années, il a en outre étudié la biologie et la répartition des requins et des raies au large de la côte ouest du Canada. Auparavant, il a agit à titre de chef de la Section de la dynamique des populations de poissons marins (1992-2000) et de la Section de recherche sur le poisson de fond (1985-1991) à la Station biologique du Pacifique. Il est également l’auteur de plus de 90 publications principales sur la biologie et l’évaluation des ressources marines ainsi que de plus d’une centaine de publications de nature technique concernant l’évaluation de stocks de poissons marins du Pacifique.

Les recherches de Jacquelynne King dans le domaine de l’évaluation des stocks de poissons se concentrent sur les impacts de la variabilité des conditions océanographiques et climatiques quant à la dynamique des populations de poissons marins et sur les répercussions en matière de gestion des pêches. Mme King a publié des travaux dans plusieurs domaines, dont les stratégies d’évolution biologique, la méthodologie statistique, les impacts du climat sur les écosystèmes, les méthodes de détermination de l'âge, l’évaluation des stocks, la dynamique des populations chez les poissons et l’éthologie. Ses recherches actuelles en biologie portent sur l’évaluation des stocks et englobent la détermination plus précise de l’âge et des paramètres de croissance de la raie biocellée et du pocheteau long-nez, les méthodes de détermination de l'âge des requins grisets de même que la répartition et la migration de l'aiguillat commun, et le comportement saisonnier, notamment la période de frai, de la morue-lingue. Mme King est chef du programme de recherche sur l’évaluation du stock de morue-lingue, chercheure associée en évaluation des stocks d’élasmobranches et chercheure associée en intégration de la variabilité du climat dans l’évaluation des poissons marins.