Milandre (Galeorhinus galeus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2021

Titre officiel : Évaluation et rapport de situation du COSEPAC sur le Milandre Galeorhinus galeus au Canada

Comité sur la situation des espèces en peril au Canada (COSEPAC)
Préoccupante
2021

COSEPAC Sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – Avril 2021

Nom commun : Milandre

Nom scientifique : Galeorhinus galeus

Statut : Préoccupante

Justification de la désignation : Les individus de cette espèce de requin de la côte du Pacifique sont considérés comme formant une seule population migratrice au large de la côte ouest de l’Amérique du Nord. Plus de 800 000 individus, principalement des adultes de grande taille, ont été pêchés pour leur foie entre 1937 et 1949. En 2012, l’abondance de la population à l’échelle de la côte a été estimée à environ 10 % de son abondance passée. Les taux de capture des pêches commerciales et les relevés par navire de recherche indiquent une plus grande abondance dans les eaux canadiennes entre 2012 et 2018 qu’entre 2003 et 2011. Les prises accessoires dans les pêches commerciales au chalut et à la palangre ciblant les poissons de fond, qui se poursuivent à de faibles taux au Canada et aux États-Unis, représentent la principale menace continue pesant sur l’espèce. Il est interdit de cibler et de conserver ce requin au Canada, mais l’on ignore quels sont les taux de mortalité après la remise à l’eau. Le rétablissement de la population est davantage limité par le faible taux de croissance et la faible fécondité de l’espèce.

Répartition au Canada : Océan Pacifique, Colombie-Britannique

Historique du statut : Espèce désignée « préoccupante » en avril 2007. Réexamen et confirmation du statut en mai 2021.

COSEPAC Résumé

Milandre
Galeorhinus galeus

Description et importance de l’espèce sauvage

Le milandre (Galeorhinus galeus), aussi appelé requin-hâ ou requin à grands ailerons, et Tope ou Soupfin Shark en anglais, est l’une des 46 espèces appartenant à la famille des Triakidés. Il constitue le seul représentant de cette famille sur la côte canadienne du Pacifique.

La structure de population du milandre est en grande partie inconnue, bien que le flux génique entre les individus du Pacifique Nord-Est semble indiquer qu’il s’agit d’une seule population. Le milandre est considéré comme une espèce migratrice : il se déplace vers le nord le long de la côte du Pacifique Nord-Est pendant l’été, et vers le sud, en eaux plus profondes, pendant l’hiver. Les milandres qui fréquentent les eaux canadiennes du Pacifique et ceux qui fréquentent les eaux au large de la côte ouest de l’Amérique du Nord sont considérés comme formant une seule unité désignable.

Répartition

Le milandre est répandu et se rencontre dans des mers situées entre 68° N et 55° S de latitude, dans les océans Pacifique et Atlantique Nord et Sud. L’espèce se trouve dans le Pacifique Nord-Est, depuis le nord de la Colombie-Britannique (une seule mention dans le golfe d’Alaska, au large des États-Unis) jusqu’au golfe de Californie, ainsi que dans les eaux au large du Pérou et du Chili.

Habitat

Le milandre préfère des eaux plus froides du plateau continental, où il se rencontre depuis la proximité immédiate des côtes jusqu’aux eaux du large à une profondeur atteignant 471 m. L’espèce se trouve près du fond, mais se déplace entre des milieux pélagiques et benthiques sur des périodes de plusieurs mois, comme en témoigne leur capture par des palangres flottantes pélagiques et des chaluts de fond. Les petits et les juvéniles fréquentent des habitats côtiers peu profonds pendant un à deux ans avant de se déplacer vers le large. Il n’existe aucune mesure de protection directe de l’habitat du milandre au Canada à l’exception de la zone de protection marine des récifs d’éponges siliceuses du détroit d’Hécate et des zones de l’Initiative de conservation des récifs d’éponges siliceuses dans le détroit de Georgia et la baie Howe, qui sont petites par rapport à l’aire de répartition du milandre au Canada et qui ne sont pas situées dans l’habitat principal de l’espèce.

Biologie

Le cycle de reproduction de l’espèce serait de un à trois ans, et la période de gestation, de un an. Le milandre est ovovivipare : les femelles portent de 6 à 52 petits qui naissent entre mars et juillet et qui mesurent alors en moyenne de 24 à 37 cm de longueur totale. Le comportement de reproduction du milandre est peu connu.

Le milandre a une croissance lente et atteint un âge maximal d’au moins 40 ans. Les femelles atteignent la maturité vers 13 à 17 ans, et les mâles, vers 12 à 17 ans. La durée d’une génération est estimée à 23 ans. Dans le Pacifique Est, les femelles atteignent la maturité à une longueur de 150 cm, et les mâles, à une longueur de 135 cm. Dans le Pacifique Nord-Est, la longueur maximale est de 195 cm pour les femelles et de 175 cm pour les mâles.

Des études de marquage limitées portent à croire qu’au moins quelques individus migrent entre la Californie et le détroit d’Hécate et peuvent parcourir de longues distances sur une courte période. Les déplacements sont limités dans les bassins océaniques profonds.

Taille et tendances des populations

Des relevés de recherche indiquent une tendance positive de la population au large de la Californie, de 1994 à 2018, et au large de la Colombie-Britannique, de 2012 à 2018, contrairement à la période de 1994 à 2011. Cependant, les données provenant de ces relevés ne fournissent aucun indice d’abondance solide et couvrent une courte série chronologique pour cette espèce longévive. Une augmentation de la zone d’occupation dans le détroit d’Hécate, à l’est de Haida Gwaii, pourrait refléter une croissance de la population ainsi qu’une amélioration du processus de déclaration, ou des changements dans l’aire de répartition latitudinale en raison de récents épisodes de réchauffement. Un faible nombre de prises dans le cadre de relevés de recherche et un faible taux de croissance intrinsèque porte à croire que la diminution demeure importante en comparaison de l’abondance présumée plus élevée dans les années 1930.

Menaces et facteurs limitatifs

La pêche intensive qui visait principalement les milandres adultes a eu lieu entre 1937 et 1949 dans l’ensemble de l’aire migratoire de l’espèce dans le Pacifique Nord-Est. Cette pêche dirigée a probablement causé une diminution considérable de la biomasse des adultes. Pêche et Océans Canada a présenté en 2014 des codes de conduites concernant la manipulation et la remise à l’eau de requins dans les prises accessoires, mais l’efficacité de ces mesures n’est pas encore connue; on attend les résultats de recherche sur le taux de mortalité après la remise à l’eau au Canada.

Protection, statuts et classements

Le milandre a été désigné comme étant une espèce préoccupante à l’échelle mondiale par l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) en 2006, d’après les critères A2bd+3d+4bd, bien que ces données ne tiennent pas compte du Canada. Avant la présente évaluation, le milandre a été désigné comme étant une espèce préoccupante par le COSEPAC en 2007 et il a été inscrit selon le même statut à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril en 2009.

Depuis 2011, il est interdit de cibler et de conserver le milandre dans les pêches commerciales et récréatives en Colombie-Britannique, et les individus doivent être remis à l’eau vivants et de manière à les blesser le moins possible.

Résumé technique

Galeorhinus galeus
Milandre
Tope
Répartition au Canada (province/territoire/océan) : Océan Pacifique, Colombie-Britannique

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

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, ou 10 % sur 100 ans]. Inconnu. Aucune analyse quantitative n’a été réalisée.

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

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui.

IUCN 5 – Utilisation des ressources biologiques (faible)
a. Prises accessoires dans les pêches au chalut et à la palangre (faible)

Quels autres facteurs limitatifs sont pertinents?

Une maturité tardive se traduit par une longue durée d’une génération; faible fécondité.

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

Nature délicate de l’information sur l’espèce

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

Historique du statut

COSEPAC Espèce désignée « préoccupante » en avril 2007. Réexamen et confirmation du statut en mai 2021.

Statut et justification de la désignation

Statut : Préoccupante

Code alphanumérique : Sans objet

Justification de la désignation : Les individus de cette espèce de requin de la côte du Pacifique sont considérés comme formant une seule population migratrice au large de la côte ouest de l’Amérique du Nord. Plus de 800 000 individus, principalement des adultes de grande taille, ont été pêchés pour leur foie entre 1937 et 1949. En 2012, l’abondance de la population à l’échelle de la côte a été estimée à environ 10 % de son abondance passée. Les taux de capture des pêches commerciales et les relevés par navire de recherche indiquent une plus grande abondance dans les eaux canadiennes entre 2012 et 2018 qu’entre 2003 et 2011. Les prises accessoires dans les pêches commerciales au chalut et à la palangre ciblant les poissons de fond, qui se poursuivent à de faibles taux au Canada et aux États-Unis, représentent la principale menace continue pesant sur l’espèce. Il est interdit de cibler et de conserver ce requin au Canada, mais l’on ignore quels sont les taux de mortalité après la remise à l’eau. Le rétablissement de la population est davantage limité par le faible taux de croissance et la faible fécondité de l’espèce.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Sans objet. Après une diminution considérable inférée au cours de la période de 1937 à 1949, les activités importantes d’exploitation ont cessé en 1949. Les données recueillies au cours des trois dernières générations ne permettent pas d’inférer, de prévoir ou de présumer de manière fiable une diminution de la population, et la menace ayant provoqué cette diminution historique a cessé. Même si les taux de capture commerciale et les relevés par navire de recherche indiquent une augmentation de l’abondance dans les eaux canadiennes, les données disponibles ne couvrent qu’une petite partie de la période de trois générations.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) : Sans objet. La zone d’occurrence de 113 142 km² et l’IZO de 19 300 km² dépassent les seuils.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Sans objet. Le nombre d’individus matures est supérieur à 1 000; il n’y a aucune indication de déclin continu.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Sans objet. Le nombre d’individus matures est supérieur à 1 000.

Critère E (analyse quantitative) : Sans objet. Aucune analyse n’a été effectuée.

Préface

Le milandre dans le Pacifique Nord-Est a été évalué pour la dernière fois par le COSEPAC en 2007. Deux analyses génétiques récentes de la population mondiale indiquent que la population du Pacifique Nord-Est, en Amérique du Nord, est une population distincte et que le flux génique entre cette population et les populations en Amérique du sud, en Afrique, dans l’Atlantique Nord et en Australie est faible. Ces analyses ont également révélé que les principaux obstacles à la dispersion du milandre, qui n’étaient pas bien compris à l’époque du dernier rapport de situation, sont notamment les grands bassins océaniques et les eaux chaudes.

Les tendances récentes liées à l’abondance de la population sont interprétées à partir de relevés et de données sur les pêches commerciales. Il existe des indications d’une augmentation des effectifs depuis la publication du dernier rapport de situation fondées sur un relevé au filet fixe en Californie, le relevé à la ligne fixe de la Commission internationale du flétan du Pacifique (CIFP) (pour lequel la moyenne modélisée des prises de milandres à une station a augmenté de sept fois de 2003 à 2018), et les prises accessoires déclarées dans les pêches commerciales. On ignore encore à quel point ces augmentations reflètent la croissance de la population, puisque l’amélioration du processus de déclaration et des changements dans la répartition causés par des épisodes de réchauffement des océans peuvent en être en partie responsables. L’indice de zone d’occupation a aussi probablement augmenté, d’après une répartition spatiale plus grande des prises dans les pêches commerciales et les relevés de recherche, en particulier dans le détroit d’Hécate. La constance de l’effort de pêche antérieur et continu dans la région appuie cette augmentation de la zone d’occupation.

Les données sur la population ne sont toujours pas suffisantes pour établir un indice d’abondance relative du milandre ou pour évaluer la taille de sa population; cependant, le relevé à la ligne fixe de la CIFP pourrait permettre d’établir un indice d’abondance relative à l’avenir.

Historique du COSEPAC

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

Mandat du COSEPAC

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

Composition du COSEPAC

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

Définitions (2021)

Espèce sauvage

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

Disparue (D)

Espèce sauvage qui n’existe plus.

Disparue du pays (DP)

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

En voie de disparition (VD)*

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

Menacée (M)

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

Préoccupante (P)**

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

Non en péril (NEP)***

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

Données insuffisantes (DI)****

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

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

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

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Le milandre (Galeorhinus galeus) est une des 46 espèces de la famille des Triakidés. En français, il porte aussi les noms communs requin-hâ et requin à grands ailerons. Le nom du genre Galeorhinus vient des mots grecs galeos et rhinos, qui signifient respectivement requin et nez. Le milandre est le seul représentant de la famille des Triakidés sur la côte canadienne du Pacifique. Il porte plusieurs noms communs en anglais. Pour ce qui est de ses noms anglais, au Canada on l’appelle plus souvent Soupfin Shark que Tope, mais ce dernier est le nom reconnu par l’American Fisheries Society (Nelson et al., 2004). Dans les pays anglophones de l’hémisphère Sud, en particulier l’Australie, la Nouvelle-Zélande et l’Afrique du Sud, on l’appelle School Shark. Il est aussi connu sous les noms suivants : Eastern School Shark, Flake, Greyboy, Greyshark, Penny’s Dog, Schnapper Shark, Sharpie Shark, Sweet William Shark, Tope Oil Shark, Tope School Shark, Tope Soupfin Shark et Vitamin Shark (Florida Museum, 2020).

Description morphologique

La coloration du milandre passe d’un gris bleuâtre foncé sur la face dorsale au blanc sur la surface ventrale (Mecklenburg et al., 2002). La longueur totale (LT) des femelles peut atteindre jusqu’à 195 cm, et celle des mâles, 175 cm (Compagno, 1984). Le milandre a deux nageoires dorsales : la première est située bien en avant des nageoires pelviennes et la deuxième est de taille semblable à la nageoire anale (figure 1). La nageoire caudale présente un grand lobe subterminal presque qu’aussi long que le lobe inférieur (Ebert, 2003). Le milandre a un museau long et pointu, une grande bouche, des yeux ovales sur l’horizontale ainsi que des spiracles bien en évidence derrière chaque œil.

Structure spatiale et variabilité de la population

Les dorsales océaniques, les courants froids, les tourbillons, les grands bassins océaniques et les baies constituent des obstacles au flux génique du milandre (Chabot, 2015; Bester-van der Merwe et al., 2017). Le flux génique est principalement limité par la préférence thermique de l’espèce et son évitement subséquent des eaux tropicales chaudes (Chabot et Allen, 2009), ce qui entraîne la séparation des populations de l’hémisphère Nord et de l’hémisphère Sud. La différence génétique entre les populations en Amérique du Nord et en Amérique du Sud (F_ST = 0,09; P < 0,001) et entre les populations de l’Europe occidentale et de l’Afrique (F_ST = 0,21; P < 0,001) est causée par l’évitement des eaux tropicales (équatoriales) (Chabot, 2015).

À plus grande échelle, une analyse génétique mondiale réalisée à partir de l’ADN mitochondrial (ADNmt) a permis de déceler une structure de population importante pour le milandre (Φ_ST = 0,84; P < 0,000001) dans six zones distinctes d’un point de vue géographique : l’Australie, l’Amérique du Nord (Pacifique Nord-Est), l’Afrique du Sud, l’Amérique du Sud (Argentine et Pérou) et le Royaume-Uni, ainsi que des estimations de moins d’un individu (Nm = 0,05-0,97) migrant par génération entre ces populations (Chabot et Allen, 2009). Le degré de similarité est plus élevé entre les populations de l’Amérique du Nord et du Royaume-Uni (Φ_ST = 0,61; P < 0,000001), dans l’hémisphère Nord, qu’entre les populations de l’Amérique du Nord et de l’Amérique du Sud (Φ_ST = 0,67; P < 0,000001); les populations de la première comparaison ne sont pas séparées par des eaux équatoriales chaudes (Chabot et Allen, 2009). Ce faible flux génique, en particulier entre les hémisphères, témoigne de la présence de populations régionales distinctes. Cependant, les analyses réalisées à partir de l’ADNmt ne permettent pas de tirer de conclusions pour ce qui est du caractère important, car les requins femelles affichent un haut degré de philopatrie, ce qui peut produire des taux élevés de différenciation des populations observée dans les marqueurs d’ADNmt, hérités de la mère, et qui ne reflète pas la différenciation des populations dans le génome lorsque la dispersion de l’espèce est assurée par les mâles. Le suivi par satellite indique toutefois que les milandres traversent rarement les bassins océaniques et affichent une forte philopatrie dans toutes les populations étudiées.

Dans les hémisphères, une connectivité génétique élevée (c.-à-d. flux génique) a été constatée dans des populations sur de grandes échelles dans la Baie australienne, la côte sud de l’Afrique du Sud et la côte brésilienne, ce qui indique qu’en général le milandre a une grande capacité de dispersion (Bitalo et al., 2015; Hernández et al., 2015; Bester-van der Merwe al., 2017; Jaureguizar et al., 2018). Des données montrent également un flux génique relativement élevé entre l’Australie et l’Afrique du Sud, et de l’autre côté de la frontière entre l’océan Atlantique et l’océan Indien, sur la côte sud-africaine, ce qui semble indiquer la possibilité d’une grande capacité de dispersion, même au-delà de certains obstacles (Bitalo et al., 2015; Bester-van der Merwe et al., 2017).

Le milandre dans le Pacifique Nord-Est (depuis le sud-est de l’Alaska jusqu’au nord du Mexique) forme probablement une population distincte (F_ST = 0,09-0,21; P < 0,001) (Chabot, 2015), mais le degré de structure des sous-populations dans le Pacifique Nord-Est est incertain. Les déplacements et le flux génique entre le Canada et les États-Unis sont possibles en raison de la continuité de la répartition et de l’absence d’obstacle à la dispersion. Cependant, l’étendue exacte du mélange des populations et des déplacements est inconnue (voir la section Déplacements et dispersion).

Unités désignables

Les individus de cette espèce dans les eaux canadiennes du Pacifique et dans les eaux au sud de la côte ouest de l’Amérique du Nord sont considérés comme formant une seule unité désignable (UD) en raison de leur homogénéité génétique (Chabot et Allen, 2009), d’un manque de données concernant toute structure ou hétérogénéité de la population dans l’habitat et des données de marquage qui indiquent des déplacements depuis aussi loin au sud que la Basse-Californie vers le nord jusqu’à l’État de Washington, et de la Californie au Canada.

Importance de l’espèce

Le milandre occupe un niveau trophique élevé et se nourrit d’à peu près n’importe quelle espèce de poisson pélagique ou démersal, en plus d’être la proie de plus gros requins ou mammifères marins, ce qui porte à croire qu’il constitue une espèce importante pour la structure des réseaux trophiques marins (Ebert, 2003). Le foie du milandre contient la plus forte concentration de vitamine A de toutes les espèces de poisson de la côte canadienne du Pacifique (Bailey, 1952), et la viande de l’espèce possède une valeur marchande attribuable à sa qualité (Holts, 1988); ces deux facteurs ont fait du milandre une espèce autrefois recherchée dans les pêches de l’est du Pacifique.

Répartition

Aire de répartition mondiale

Le milandre fréquente des eaux côtières entre 68° N et 55° S de latitude à l’échelle mondiale. Cependant, dans le Pacifique Est, il se trouve seulement depuis le nord de la Colombie-Britannique jusqu’au golfe de Californie et dans les eaux au large du Pérou et du Chili (figure 2). Il n’y a qu’une seule mention de l’espèce dans le golfe d’Alaska, et elle définit la limite nord de l’aire de répartition dans le Pacifique (King et al., 2017). Le milandre se rencontre également dans le Pacifique Sud-Ouest, dans les eaux au large de l’Australie et de la Nouvelle-Zélande. Dans l’Atlantique Ouest, son aire de répartition est limitée depuis le sud du Brésil jusqu’à l’Argentine, tandis que dans l’Atlantique Est, elle s’étend de l’Islande à l’Afrique du Sud, y compris dans la mer Méditerranée. Dans la région de l’océan Indien occidental, le milandre fréquente les eaux au large de l’Afrique du Sud (Compagno, 1984; IUCN, 2012). Selon des études de marquage en Australie, le milandre préfère les eaux moyennement profondes, c’est-à-dire entre 50 et 100 m (Rogers et al., 2017), mais il peut également se trouver jusqu’à 532 m de profondeur (West et Stevens, 2001). Des chalutiers au Brésil capturent des milandres dans des eaux de 50 à 350 m de profondeur (Peres et Vooren, 1991).

Aire de répartition canadienne

Au Canada, le milandre est surtout présent dans les eaux du plateau continental le long de l’île de Vancouver, dans le bassin de la Reine-Charlotte, et dans le nord du détroit d’Hécate (tableau 1, figure 3). Il n’y a qu’une seule mention du milandre dans les pêches commerciales dans le détroit de Georgia ainsi que deux mentions d’individus morts échoués sur le rivage (tableau 1, figure 3). D’après de récents relevés de recherche à la ligne et à l’hameçon et au chalut (2003-2018) et les prises dans les pêches commerciales à la ligne et à l’hameçon (2005-2018) et au chalut (2003-2018), 95 % des mentions (N = 854 traits avec prises de milandres) se trouvaient à des profondeurs allant de 10 à 280 m (figure 4). De plus, 74 % des milandres observés depuis 1996 dans le cadre de relevés de recherche et de prises commerciales ainsi que par le personnel de la réserve de parc national Pacific Rim (RPNPR) se situaient dans des eaux d’une profondeur allant de 20 à 500 m (figure 5).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Queen Charlotte Sound = Bassin de la Reine-Charlotte
Hecate Strait = Détroit d’Hécate
Strait of Georgia = Détroit de Georgia

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Frequency of sets with Tope = Nombre de traits avec prises de milandres
Depth (m) = Profondeur (m)
Frequency of all sets (1000’s) = Nombre total de traits (en milliers)

Zone d’occurrence et zone d’occupation

D’après toutes les observations faites dans le cadre de relevés de recherche et les pêches commerciales et les observations de requins vivants effectuées par le personnel de Parcs Canada, la zone d’occurrence dans les eaux canadiennes est de 171 591 km² (masses terrestres comprises); 113 142 km² (masses terrestres non comprises) (figure 3; calculs effectués par les rédacteurs à l’aide des directives du COSEPAC). Les occurrences dans les eaux canadiennes correspondant aux prises dans les pêches commerciales au chalut et à la ligne et à l’hameçon sont rapportées dans des grilles à carrés de 5 km de côté pour les données recueillies avant 2016. La combinaison de ces carrés avec les données ponctuelles relatives à la recherche et aux prises commerciales jusqu’en 2016 (inclus) suivie de la détermination de l’intersection de ces données avec les carrés de 2 km de côté utilisés par le COSEPAC en vue d’estimer l’indice de zone d’occupation (IZO) donnent un IZO de 19 300 km². Cette nouvelle valeur est beaucoup plus élevée que la valeur d’environ 2 000 km² estimée dans le rapport précédent (COSEWIC, 2007), mais l’estimation précédente était fondée sur une somme de carrés de 5 km de côté plutôt que sur le chevauchement de ces carrés avec des carrés de 2 km de côté, comme il est maintenant la norme. L’IZO calculé selon l’approche précédente est de 11 175 km², ce qui semble indiquer une réelle expansion de l’IZO du milandre au Canada. De nouvelles occurrences ont été observées dans le détroit d’Hécate, tant dans le cadre du relevé à la ligne fixe de la CIFP que dans les prises commerciales, en particulier au large de la côte est de Haida Gwaii (figures 3 et 6), notamment dans des zones où le milandre était autrefois pêché. Le rapport précédent traitait de l’absence d’occurrences dans cette ancienne zone de pêche malgré des efforts de pêche au chalut considérables (COSEWIC, 2007).

Activités de recherche

Le milandre a été observé pour la première fois dans les eaux de la Colombie-Britannique en 1891, par Ashdown Green, selon qui l’espèce était plutôt commune le long de la côte (Clemens et Wilby, 1946). Pendant plus d’un siècle, des individus ont été capturés dans des pêches commerciales actives du poisson de fond dans les eaux canadiennes, et à l’heure actuelle des pêches actives du flétan du Pacifique (Hippoglossus stenolepis), de la morue charbonnière (Anoplopoma fimbria), de diverses espèces de sébastes (Sebastes spp.), de la morue-lingue (Ophiodon elongatus) et de l’aiguillat commun (Squalus acanthias) ont lieu dans l’ensemble de l’aire de répartition du milandre au Canada (figures 6 et 7). Sur plus de 450 000 traits effectués depuis 2003 dans le cadre des pêches au chalut et à la ligne et à l’hameçon susceptibles de capturer le milandre, seulement 0,001 % (665 traits) des traits ont capturé au moins un individu.

En plus des données sur les pêches commerciales, certains relevés consignent la présence du milandre (relevés énumérés à l’annexe 1), dont deux méritent d’être soulignés. Le West Coast Groundfish Bottom Trawl Survey (1977-2017) réalisé par le National Marine Fisheries Service (NMFS) compte 1 275 traits de chalut (705 heures) effectués sur une période de 27 ans au nord de 48º (NMFS US West Coast Groundfish Bottom Trawl Survey, données inédites). La CIFP a posé 1 690 lignes mères de palangre à 123 à 167 stations différentes en 1996-1997 et un total de 23 136 lignes mères à environ 170 différentes stations (296 en 2018) dans l’ensemble de l’aire de répartition du milandre au Canada depuis 1998 (figure 6). Les caractéristiques et la durée des autres relevés effectués au Canada ainsi que les engins utilisés sont résumés à l’annexe 1.

Selon l’annexe 2, 80 % des prises commerciales (non ajustées de façon à tenir compte de l’effort) ont eu lieu en été, de juin à août. Parmi les 18 relevés examinés (annexe 1), seul le relevé de la CIFP effectué à l’aide d’un engin de pêche fixe (palangre) a permis de capturer un nombre important de milandres. Presque aucun individu n’a été capturé lors des relevés au chalut de fond.

Les observations de milandres effectuées par le public, y compris les plongeurs et les pêcheurs, ont été signalées au réseau d’observation de requins du ministère des Pêches et des Océans (MPO), établi depuis 2013 conformément au plan de gestion du milandre (DFO, 2012). Les observations faites par le personnel de Parcs Canada sont signalées dans la RPNPR depuis 1990 (tableau 1).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

CPUE = CPUE
Other years = Autres années

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Sets = Traits

Habitat

Besoins en matière d’habitat

Selon Compagno (1984), l’habitat du milandre est côtier, pélagique, parfois bien au large, mais pas océanique. Des analyses génétiques indiquent que le milandre est une espèce côtière et qu’il traverse rarement des bassins océaniques ouverts (Chabot, 2015; Bester-van der Merwe et al., 2017). Selon Ebert (2003), l’habitat de l’espèce correspond aux eaux tempérées du plateau continental, depuis la proximité immédiate des côtes, notamment les baies peu profondes, jusqu’aux eaux du large à moins de 471 m de profondeur, souvent près du fond. Des individus ont été observés à la ligne de ressac, dans des baies et dans des canyons sous-marins. Ils semblent généralement vivre près du fond, mais des individus ont été capturés par des palangres flottantes pélagiques en eaux profondes (Compagno, 1984). L’espèce est connue pour se déplacer entre les milieux benthiques et pélagiques sur des périodes de plusieurs mois (West et Stevens, 2001). Elle préfère les eaux relativement froides (entre 12 et 21 °C) et de faible salinité (entre 33 et 34 ppm; Cuevas et al., 2014; Kippel et al., 2016; Jaurequizar et al., 2018), ce qui explique pourquoi elle évite les eaux équatoriales. Les petits et les juvéniles fréquentent des habitats côtiers peu profonds pendant un à deux ans avant de se déplacer vers le large.

Tendances en matière d’habitat

On ignore si l’habitat convenable au milandre a diminué en superficie ou en disponibilité. Cependant, comme la température est un facteur important qui limite la répartition de l’espèce, la hausse des températures de surface de la mer dans le Pacifique Nord-Est pourrait entraîner une expansion de l’habitat convenable (températures entre 12 et 21 °C), en particulier dans le détroit d’Hécate (BC Ministry of Environment, 2016; Kaschner et al., 2016; Morley et al., 2018).

Biologie

Aucune recherche n’a été réalisée sur le milandre dans les eaux canadiennes. Les données recueillies dans les eaux états-uniennes proviennent uniquement de recherches entreprises à la suite de pêches importantes à la fin des années 1930 et au début des années 1940 (Ripley, 1946) et d’une étude de marquage en cours à La Jolla, en Californie, ciblant les femelles de l’espèce (Nosal, comm. pers., 2018). Les données biologiques les plus récentes et les plus complètes sur le milandre concernent des populations autour de l’Australie et de la Nouvelle-Zélande qui sont visées par des pêches commerciales et, dans une moindre mesure, des populations de l’Atlantique Nord-Est et Sud-Ouest. Il est à noter que les caractéristiques du cycle vital du milandre peuvent varier d’un bassin océanique et/ou d’un hémisphère à l’autre.

Cycle vital et reproduction

Dans le Pacifique Nord-Est, une seule étude montre que peu de femelles portent des œufs non fécondés en mai, ce qui semble indiquer que la fécondation a lieu principalement au printemps (Ripley, 1946). Le cycle de reproduction du milandre varie en fonction des régions, mais il est serait généralement de 12 mois (Ripley, 1946; Last et Stevens, 1994; Capape et al., 2005). De même, les saisons de reproduction et de mise bas du milandre varient selon les régions (Elias et al., 2004; Capape et al., 2005; McMillan et al., 2018). Le milandre est ovovivipare : à la fin de la gestation, les femelles, selon leur taille, portent de 6 à 52 petits (Ripley, 1946; Compagno, 1984; Ebert, 2003; Capape, et al., 2005). Cependant, en Argentine, la fécondité et la fertilité n’étaient pas fortement liées à la taille des femelles (Lucifora et al., 2004). Des données génétiques sur l’espèce en Nouvelle-Zélande révèlent une paternité multiple pour deux de cinq portées, ce qui porte à croire que les femelles ont la capacité de stocker du sperme (Hernandez et al., 2015). Dans le Pacifique Nord-Est, la parturition aurait lieu entre mars et juillet, les petits mesurant en moyenne de 35 à 37 cm de longueur (Ripley, 1946). La longueur totale à la naissance est estimée entre 24 et 32 cm dans l’Atlantique Nord-Est et la Méditerranée (Capape et al., 2005; Dureuil et Worm, 2015).

Les individus du Brésil, de l’Australie et de la Nouvelle-Zélande affichent une croissance rapide durant leurs trois premières années de vie, puis une croissance constante jusqu’à l’âge d’environ 10 ans, et ils continuent de croître lentement jusqu’à la maturité (Peres et Vooren, 1991; Moulton et al., 1992; Francis et Mulligan, 1998). Dans le Pacifique Nord-Est, la longueur totale maximale est de 195 cm pour les femelles et de 175 cm pour les mâles (Compagno, 1984).

L’estimation de l’âge et de la durée de vie est restreinte par la difficulté de lire les coupes de vertèbres. La technique de détermination de l’âge aux rayons X utilisée au Brésil (Peres et Vooren, 1991) est jugée plus fiable que la technique australienne qui repose sur la coloration à l’alizarine du centre complet de la vertèbre (Moulton et al., 1992). Ferreira et Vooren (1991) ont observé une croissance lente et un âge maximal de 40 ans chez le milandre au Brésil, tandis que Moulton et al. (1992) ont constaté une croissance plus rapide et un âge maximal de 20 ans chez le milandre en Australie. Par contre, dans ce pays, le milandre pourrait vivre au moins 45 ans, d’après une observation d’un individu en liberté marqué 35 ans auparavant (Moulton et al., 1989). Des données de marquage-recapture dans l’Atlantique Nord-Est ont été utilisées pour évaluer la croissance, et l’approche des moindres carrés pondérés de James appliquée à l’équation de von Bertalanffy a été choisie comme étant la plus précise (Dureuil et Worm, 2015). Dureuil et Worm (2015) ont également estimé une croissance lente et une longue durée de vie, entre 43 et 59 ans, ce qui est comparable aux populations du Brésil, et une longueur totale asymptotique de 200 cm pour les femelles et de 177 cm pour les mâles, longueurs qui sont supérieures à celles observées dans les populations situées à des latitudes plus basses.

Selon une étude menée en Nouvelle-Zélande, les femelles atteignent la maturité vers 13 à 15 ans, et les mâles, vers 12 à 17 ans (Francis et Mulligan, 1998). Dans l’Atlantique Nord-Est, l’âge auquel 50 % des individus sont matures est de 17 ans chez les femelles et de 12 ans chez les mâles (Dureuil et Worm, 2015). En Argentine et dans l’Atlantique Nord-Est, les mâles atteignent la maturité à une taille inférieure à celle des femelles (Lucifora et al., 2004; Dureuil et Worm, 2015). Dans les eaux du Pacifique Nord-Est, les femelles atteignent la maturité à une longueur totale de 150 cm, et les mâles, à une longueur totale de 135 cm (COSEWIC, 2007).

La durée d’une génération est estimée à partir de l’âge auquel 50 % des femelles sont matures (F) et du taux instantané de mortalité naturelle (M) :

Durée d'une génération = F + 1/M

Pour ce qui est du milandre dans le Pacifique Nord-Est, des valeurs de substitution ont été choisies pour le taux instantané de mortalité naturelle, soit 0,113 (Smith et al., 1998), et l’âge auquel 50 % des femelles sont matures, soit 14 (Francis et Mulligan, 1998). La durée d’une génération est estimée comme suit :

14 + 1/0,113 = 23 ans

Physiologie et adaptabilité

Le milandre occupe des eaux dont la température varie entre 12 et 21 °C (Cuevas et al., 2014; Kippel et al., 2016; Rogers et al., 2017; Jaurequizar et al., 2018). En Afrique du Sud, les rassemblements se produisent à l’automne et au printemps, lorsque l’eau est relativement froide (McCord, 2005). Le réchauffement de l’Atlantique Nord-Ouest après la formation de l’isthme de Panama peut expliquer la disparition du milandre de cette région (Haug et Tiedeman, 1998; Musick et al., 2004). Certaines données indiquent également que l’espèce préfère une salinité de 33 à 34 ppm (Jaurequizar et al., 2018); toutefois, elle possède des transporteurs d’ions efficaces dans ses branchies et des mécanismes qui régulent la quantité d’urée dans son sang qui lui permettent de s’adapter à des salinités plus élevées (Tunnah et al., 2016). Le milandre est également capable de réduire efficacement les effets physiologiques de la consommation et de l’accumulation de mercure, probablement grâce à des mécanismes de détoxication faisant intervenir le sélénium dans son foie (Storelli et Marcotrigiano, 2002; Torres et al., 2014). Pour ce qui est des prises dans les pêches, lorsque les hameçons sont petits, que les durées d’immersion sont modérées et que les requins sont en bonne santé (peu de blessures), le milandre a un taux de survie élevé après la capture et la remise à l’eau (Rogers et al., 2017).

Déplacements et dispersion

Le milandre est considéré comme une espèce très migratrice; il se déplace vers le nord pendant l’été et vers le sud, en eaux plus profondes, pendant l’hiver (Ebert, 2003). Deux femelles marquées en Californie ont été recapturées en eaux canadiennes, à une distance de quelque 1 600 km, dans le détroit d’Hécate et au large de la côte ouest de l’île de Vancouver au bout d’environ 3 mois et de 26 mois, respectivement (tableau 2). Quatre autres recaptures ont été faites de 121 à 306 km du site de marquage. De plus, des recherches relatives au marquage menées à La Jolla, en Californie, ont révélé que la dispersion des femelles est élevée entre la baie de Vizcaino, au Mexique, et la baie de Willapa et Grays Harbor, dans l’État de Washington (Nosal, comm. pers., 2018). Ces résultats indiquent que le milandre peut parcourir de longues distances, notamment entre le Canada et les États-Unis, sur de courtes périodes. Le taux de migration entre le Canada et les États-Unis est inconnu, mais, comme pour toutes les études de marquage, les conclusions doivent être interprétées de manière à tenir compte de la répartition de l’effort de recapture.

Le milandre fréquenterait les eaux canadiennes de façon saisonnière (Ebert, 2003). Les données sur les prises commerciales indiquent que l’espèce peut être capturée toute l’année, mais qu’elle est capturée plus souvent, plus au nord et à un coefficient de capture par unité d’effort plus élevé en été (figure 8; annexe 2; McFarlane et al., 2010). La répartition de l’effort de pêche commerciale au chalut et à la ligne et à l’hameçon est cohérente entre les zones, mais varie selon les saisons (figure 9), ce qui a une incidence sur les conclusions relatives au caractère saisonnier des occurrences. Ailleurs dans le monde, le milandre est connu pour effectuer de grandes migrations saisonnières latitudinales et il peut migrer sur de grandes distances de l’ordre de centaines ou de milliers de kilomètres (Stevens, 1990, Rogers et al., 2017; voir l’examen de Walker, 1999), ce qui porte à croire qu’il pourrait en être de même dans le Pacifique Nord-Est.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Sets = Traits

D’autres conclusions relatives aux déplacements sont principalement limitées aux tendances observées dans les pêches commerciales de la Californie de 1941 à 1 944 et à un petit nombre d’individus signalés dans le cadre de relevés de recherche canadiens. En général, le milandre semble effectuer des migrations verticales et latitudinales qui varient selon le sexe et la saison (Ripley, 1946). Ripley (1946) a constaté qu’au large de la côte nord de la Californie, les mâles constituaient 97,5 % des prises (N = 5 724) et qu’ils se trouvaient principalement en eaux profondes (> 37 m), alors qu’au large de la côte sud, les femelles représentaient 97,8 % (N = 5 020) et qu’elles se trouvaient principalement en eaux peu profondes (< 18 m). Au large de la côte centrale de la Californie, les rapports étaient à peu près les mêmes. Selon les observations tirées de relevés de recherche canadiens de 2002 à 2018, 92 % (n = 68 sur 74) des individus capturés étaient des mâles (DFO, 2012; base de données GFBio; relevé intégré des écosystèmes pélagiques); tous les requins morts dont on a déterminé le sexe et qui ont été trouvés échoués sur le rivage depuis 2004 (n = 9) dans le détroit d’Hécate et sur l’île de Vancouver étaient également des mâles (sources : réseau d’observation du MPO, Parcs Canada). La plupart des 43 mâles capturés dans le cadre du relevé intégré des écosystèmes pélagiques de 2017-2018 étaient probablement matures, compte tenu de leur longueur totale (> 140 cm). Cette prédominance des mâles au Canada, soutenue par le fait qu’aucune femelle n’a été recapturée au Canada dans le cadre des travaux de marquage en cours (Nosal, comm. pers., 2018), semble indiquer que les individus au Canada font partie d’une plus grande population.

Chez le milandre, la philopatrie des femelles et la dispersion des mâles sont étayées par une analyse génétique mondiale montrant un F_ST calculé à partir du noyau (F_ST = 0,09-0,21; P < 0,001) plus faible que celui calculé à partir des mitochondries (F_ST = 0,15-0,29; P < 0,001) (Chabot, 2015).

Les études de marquage réalisées ailleurs sont plus exhaustives (Walker et al., 1997; Rogers et al., 2017) et indiquent des déplacements de plus de 500 km, le plus long déplacement consigné étant de 3 016 km.

Relations interspécifiques

Le milandre est la proie d’autres élasmobranches, notamment le grand requin blanc (Carcharodon carcharias) et le requin plat-nez (Notorynchus cepedianus), et possiblement de mammifères marins (Ebert, 2003). En Nouvelle-Zélande, des pêcheurs commerciaux ont observé des épaulards (Orcinus orca) emporter du milandre pris à des palangres (Visser, 2000).

Le milandre est un prédateur opportuniste qui se nourrit de plusieurs espèces de poissons en milieux pélagiques et démersaux (Ebert, 2003). Ses proies comprennent des poissons, notamment des clupéidés (harengs), des pleuronectiformes (poissons plats), des scorpénidés (sébastes), des scombridés (maquereaux) et des embiotocidés (ditrèmes), ainsi que des céphalopodes (teuthoidés) (Ripley, 1946).

Au Pérou, le milandre a une niche isotopique qui lui est propre, dont moins de 2 % chevauchent celle d’autres requins comme les espèces du genre Alopias et le requin-marteau commun (Sphyrna zygaena), ce qui indique un régime alimentaire généralisé qui s’adapte au partitionnement des niches (Alfaro-Cordova et al., 2018).

Une étude dans l’Atlantique Nord-Est a révélé que le régime alimentaire du milandre adulte est très généralisé, mais qu’il est constitué presque exclusivement de poissons (98,8 % en poids) (Morato et al., 2003). Une prédominance similaire de poissons (~ 96,5 %) dans le régime alimentaire a été observée chez le milandre en Nouvelle-Zélande, qui se nourrit également de crustacés (~ 0,2 %) et de céphalopodes (3,6 %) (Dunn et al., 2010). En Australie, les poissons téléostéens constituaient 47 % du régime alimentaire en poids, suivis des céphalopodes (37 %) (Walker, 1989). Le régime alimentaire varie sans doute considérablement selon la taille de l’individu et la saison. En Argentine, bien que les poissons téléostéens constituent encore 98,5 % du régime alimentaire en fonction de l’indice d’abondance relative, le régime alimentaire du milandre change selon son stade de développement et la saison; les juvéniles se nourrissent davantage d’invertébrés benthiques comme le poulpe; pendant l’été, les milandres adultes se nourrissent de manière moins opportuniste et consomment davantage de poissons téléostéens benthiques (de décembre à janvier) et de calmars (de mars à avril) (Lucifora et al., 2006). Les différences ontogénétiques dans le régime alimentaire sont probablement attribuables aux déplacements vers un habitat en eaux plus profondes ainsi qu’à la croissance de l’espèce (Lucifora et al., 2006).

Taille et tendances des populations

Abondance et tendances

Aux États-Unis, seulement 51 milandres ont été capturés entre la Californie et les eaux au large du sud de l’île de Vancouver dans le cadre du relevé au chalut de fond du NMFS ciblant le poisson de fond (1977-2017; NMFS US West Coast Groundfish Bottom Trawl Survey, données inédites); ce relevé ne constitue donc pas une source fiable en ce qui concerne l’abondance ou les tendances de l’espèce.

Dans la Southern California Bight, une augmentation à court terme des effectifs a été observée lors d’un relevé au filet fixe (1995-2004) et a été attribuée à l’interdiction de pêche au filet maillant en Californie (Pondella et Allen, 2008).

Au Canada, seulement 1 des 18 relevés examinés faisait état d’un nombre important de milandres (annexe 1). Les relevés annuels à la ligne fixe de la CIFP dans les eaux de la Colombie-Britannique ont enregistré seulement 45 prises de milandres entre 1996 et 2004 (COSEWIC, 2007), mais ce nombre a augmenté depuis pour atteindre 551 prises en date de 2018 (figure 10, annexe 3). Le relevé est effectué en été à l’aide d’engins de pêche à la palangre et couvre la majeure partie de l’aire de répartition et de la plage de profondeurs du milandre au Canada, ce qui en fait une bonne source pour établir un indice d’abondance relative. Le milandre n’est pas capturé de façon constante lors de ce relevé, puisque les données montrent certaines années où aucun individu n’a été capturé (annexe 3, 95 % des stations sans prise) et qu’il y a un grand coefficient de variation (CV = 8,7 au total) (figure 10; 89 % des stations sans prises; CV = 5,6 depuis 2014).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Mean number of Tope per station = Nombre moyen de milandres par station
Year = Année
First 20 hooks sampled = Dénombrement des 20 premiers hameçons
All hooks sampled = Dénombrement de tous les hameçons
Without new 2018 stations = Sans compter les nouvelles stations de 2018

Les prises de la ligne fixe ont été analysées à l’aide de deux modèles linéaires généralisés sans inflation suivant une distribution binomiale négative et ayant comme variables explicatives l’année, la profondeur, l’indice d’oscillation décennale du Pacifique (ODP) et la durée d’immersion; le nombre d’hameçons dans un ensemble servait de correction de prévision. Un modèle repose sur les données de 1998 à 2002, lorsque seuls les 20 premiers hameçons d’un ensemble faisaient l’objet d’un dénombrement des prises d’espèces autres que le flétan. L’autre modèle repose sur les données de 2003 à 2018, lorsque tous les hameçons faisaient l’objet d’un dénombrement; toutefois, l’année 2013 a été exclue de ces données, car seuls les 20 premiers hameçons ont fait l’objet d’un dénombrement cette année-là. Malgré la prise en compte de l’effort, de la profondeur et de l’ODP, la moyenne ajustée de prises de milandres par station n’a pas augmenté de façon considérable de 1998 à 2002, mais a augmenté d’environ 7 fois de 2003 à 2018, d’après le coefficient de l’année tiré du modèle (P < 0,0001) (figure 10, annexe 4). En 2018, 126 stations supplémentaires ont fait l’objet d’un échantillonnage. La tendance est restée stable malgré ce changement dans l’échantillonnage (figure 10), car le sous-échantillonnage des prises de 2018 en vue d’inclure uniquement les stations précédemment échantillonnées a permis de maintenir l’augmentation estimée à environ 7 fois celle de 2003 (annexe 4).

Bien qu’il n’y ait toujours pas suffisamment de données sur les prises commerciales pour établir un indice d’abondance utile (seulement 0,0018 % des traits avec prises de milandres dans l’ensemble; 0,0023 % depuis 2014), le total des prises commerciales et des CPUE de milandres en Colombie-Britannique a augmenté au cours des sept dernières années : les prises totalisaient 23 534 kg (moyenne annuelle de 3 362 kg) entre 2012 et 2018, alors qu’elles totalisaient 3 589 kg (moyenne annuelle 449 kg) entre 1994 et 2004 (aucune donnée de 1995 à 1997) (figure 11a). Toutefois, ces augmentations ne sont pas monotones et présentent de grandes variations. La présence d’observateurs dans les pêches au chalut est complète depuis 1996, mais ne l’est seulement que depuis 2006 dans les pêches à la ligne et à l’hameçon. Par conséquent, un meilleur processus de déclaration, en combinaison avec des efforts visant à améliorer l’identification des requins (DFO, 2012), pourrait être en partie responsable des changements dans les prises. De même, le nombre de prises a légèrement augmenté dans le cadre des relevés de recherche, mais ces derniers n’ont permis de capturer que 2 632,6 kg (moyenne de 125,4 kg/an) de milandre depuis 1977 au moyen d’engins de pêche au chalut et 14 698,4 kg (moyenne de 699,9 kg/an) depuis 1982 au moyen d’engins de pêche à la ligne et à l’hameçon (y compris le relevé à ligne fixe de la CIFP) (figure 11 b).

Les prises dans les pêches commerciales et les activités de recherche ont augmenté dans la région à l’est de Haida Gwaii, qui était lourdement exploitée dans les pêches antérieures (figure 6, Barraclough, 1948). Il n’y avait aucune mention de milandre dans cette région de la Colombie-Britannique avant 2005, malgré des efforts de pêche considérable (7 243 heures de chalutage et 1 632 mouillages de palangre; COSEWIC, 2007). Depuis, il y a eu au moins 30 mentions, d’après les données commerciales ou de recherche (figure 3 et 6), dont 18 proviennent du relevé à ligne fixe 2017-2018 de la CIFP. La hausse du nombre de prises dans le détroit d’Hécate constatée dans les relevés de la CIFP pourrait être attribuable aux stations ajoutées en 2018 (figure 6ab). Cependant, elle a également été observée dans les mentions commerciales (figure 6cd), ce qui porte à croire qu’une certaine expansion de la répartition ou croissance de la population s’est produite.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Total catch (kg) = Quantité totale des prises (kg)
Year = Année
Trawl = Chalut
Hook and line = Ligne et hameçon

L’augmentation des prises de milandres observée dans les pêches commerciales et les activités de recherche ainsi que l’expansion de la zone d’occupation dans le détroit d’Hécate pourraient découler de la croissance de la population, mais pourraient également refléter des changements dans la répartition en réponse aux récents épisodes de réchauffement, comme le « blob » (masse d’eau chaude) associé à l’ODP de 2013-2016 et le phénomène El Niño subséquent (2015-2016; Tseng et al., 2017), en plus de l’amélioration du processus de déclaration. Comme la température constitue un obstacle important à la dispersion (voir la sous-section Structure spatiale et variabilité de la population), les augmentations observées ici, et celles qui seront observées à l’avenir, pourraient être attribuables, au moins en partie, à des changements dans l’aire de répartition latitudinale. Cependant, les données des relevés à la ligne fixe de la CIFP et les données sur les prises commerciales ne fournissent aucune preuve solide qu’il y a des changements dans l’aire de répartition latitudinale au Canada (figure 6). La latitude moyenne des prises dans le cadre du relevé de la CIFP n’a pas augmenté avec les années (latitude moyenne des prises = 50,5° N, de 2003 à 2012; moyenne = 50,1, de 2013 à 2018); il en va de même pour la latitude moyenne des prises dans les pêches commerciales au chalut et à la ligne et à l’hameçon (latitude moyenne des prises = 50,1° N, de 2003 à 2012; moyenne = 50,0, de 2013 à 2018). Depuis 2012, les prises dans le cadre des relevés de la CIFP et dans les pêches commerciales ont également augmenté dans la partie sud de l’aire de répartition du milandre, à l’ouest de l’île de Vancouver (figure 6).

Une analyse génétique a permis d’estimer la taille de la population de femelles reproductrices à 89 545 individus dans l’ensemble du Pacifique Nord-Est (Chabot et Allen, 2009). En sept ans, de 1938 à 1944, environ 15 600 t de milandres auraient été prélevées dans les eaux le long de la côte ouest de l’Amérique du Nord. Cette quantité qui peut servir d’estimation indirecte de la population antérieure minimale. Selon le MPO (DFO, 2012), compte tenu des 60 ans sans pêche ciblée, des prises accessoires minimales et du cycle vital de l’espèce, il est raisonnable de supposer un rétablissement d’au moins 10 % de la population par rapport au niveau antérieur dans ces eaux, soit environ 1 500 t.

De manière générale, l’abondance et les tendances de la population dans les eaux canadiennes sont inconnues; les données disponibles indiquent qu’il y a eu une certaine augmentation des prises dans les relevés à la palangre depuis 2014, mais l’ampleur exacte est inconnue en raison de la grande variabilité des données. Il est peu probable que les effectifs du milandre soient revenus aux niveaux présumés dans les années 1930, avant la grande période de pêche dirigée.

Immigration de source externe

La Colombie-Britannique constitue la limite nord de l’aire de répartition du milandre dans le Pacifique Nord-Est. L’UD s’étend sur toute la côte ouest de l’Amérique du Nord, et la population canadienne pourrait bénéficier d’un apport découlant de la dispersion d’individus dans les eaux états-uniennes. Les données génétiques et les données de marquage indiquent que les individus déplacent régulièrement des eaux canadiennes aux eaux états-uniennes, et vice-versa.

Menaces et facteurs limitatifs

Menaces

Le calculateur des menaces de l’UICN a été utilisé pour évaluer la portée et la gravité du risque que représentent les menaces actuelles et imminentes pour la population (Master et al., 2012). La portée d’une menace est définie comme la proportion de la population qui devrait être touchée par la menace d’ici dix ans si les circonstances et les tendances actuelles se maintiennent. La gravité correspond au niveau de dommage (pourcentage du déclin de la population) que causera vraisemblablement la menace à la population au cours de la portée définie, si les circonstances et les tendances actuelles se maintiennent au cours des dix prochaines années ou des trois prochaines générations, selon la période la plus longue. L’immédiateté correspond au moment où la menace devrait se produire (menace présente ou pouvant se manifester uniquement dans le futur). Un calculateur des menaces de l’UICN est fourni pour l’UD du milandre (annexe 6).

IUCN 5. Utilisation des ressources biologiques (impact faible)

À l’heure actuelle, les prises accessoires continues dans les pêches commerciales du poisson de fond, où le milandre est capturé en petit nombre par des engins de pêche au chalut et à la ligne et à l’hameçon, constituent la principale menace pesant sur le milandre dans les eaux canadiennes. L’impact global des menaces est faible (annexe 6).

Au début des années 1930, les pêches au milandre dans le Pacifique Nord-Est visaient un petit marché de filets frais en Californie et un marché d’exportation des ailerons séchés en Asie (Ripley, 1946; annexe 5). À partir de 1937, le milandre a fait l’objet d’une pêche brève, mais intensive, dans l’ensemble de son aire de répartition dans le Pacifique Nord-Est, où il était visé pour son foie (King et al., 2017). Dans les premières statistiques sur les prises, seulement le poids du foie était consigné. Le foie représente environ 10 % du poids d’un milandre adulte mâle (Bailey, 1952). Le nombre total d’individus est estimé à partir de la longueur moyenne des milandres capturés (longueur totale de 160 cm; Ripley, 1946) et de la relation longueur-poids suivante : poids_kg= 3,89 × 10^-6 (LT)^3,02 (Olsen, 2013), ce qui donne un poids moyen de 18 kg par individu. Cette pêche a débuté en Californie, puis s’est étendue à la Colombie-Britannique, à l’Oregon et à l’État de Washington au début des années 1940 (figure 12). Les débarquements de requins en Californie ont atteint un sommet en 1939 (2 209 t), avant que la pêche ne s’effondre en 1945. Les débarquements de milandres étaient plus élevés que ceux signalés, car bon nombre des prises de milandres après 1941 étaient encore enregistrées comme « requin non identifié » (Ripley, 1946).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Catch (t) = Prises (t)
Year = Année
Washington = État de Washington
California = Californie

La pêche canadienne au milandre a débuté en 1940, principalement au large de la côte ouest de l’île de Vancouver et dans le détroit d’Hécate, et se faisait au moyen de palangres, de chaluts, de filets maillants installés en profondeur et de filets dérivants (Barraclough, 1948). Elle a atteint un sommet en 1944 à 278 t de foie débarquées, soit environ 13 200 individus. De 1930 à 1949, environ 975 833 individus ont été capturés dans la population du Pacifique Nord-Est, dont environ 58 300 ont été débarqués dans des ports canadiens; on ignore toutefois le nombre de prises qui ont été faites dans les eaux canadiennes (annexe 5). Puis, en 1947, la vitamine A a été synthétisée pour la première fois, ce qui a éliminé la demande pour les sources naturelles de ce produit. En 1949, la pêche canadienne au milandre était terminée (figure 12, annexe 5).

La pêche intensive qui a eu lieu de 1938 à 1949 a rapidement épuisé la biomasse des adultes de l’espèce, ce qui a causé l’effondrement de la pêche (Walker, 1999; Ebert, 2003). Walker (1999) soutient que les milandres ciblés au cours de cette brève période étaient relativement de grande taille et que les petits juvéniles n’étaient que peu capturés, les stocks devraient être mesure de se rétablir après la fin de la pêche. Cependant, il n’y a pas de données à l’appui de cette hypothèse.

Par la suite, les prises commerciales de milandres aux États-Unis ont varié entre 100 et 380 t (en poids de poissons entiers) de 1976 à 1994, et en Californie, entre 30 et 68 t de 1995 à 1999 (Walker, 1999). De 2000 à 2009, les débarquements étaient en moyenne de 27 t par année, principalement en provenance de la Californie. Depuis 2010, les débarquements aux États-Unis sont en moyenne de 2,5 t/an (NMFS, 2018). Les prises accessoires au Canada sont remises à l’eau.

Depuis 2006, les prises accessoires canadiennes déclarées ont atteint en moyenne 527 kg/an et 1 748 kg/an dans les pêches au chalut et à la ligne et à l’hameçon, respectivement, ce qui correspond à une moyenne globale de 2 275 kg/an (figure 11). Si l’on suppose que chaque requin pèse en moyenne 26,9 kg (comme il a été observé dans les études canadiennes), ce sont 85 requins qui ont été capturés en moyenne chaque année. Depuis 2012, année à laquelle le MPO a mis en place le plan de gestion du MPO pour le milandre (DFO, 2012), un total d’environ 23 533 kg, ou environ 875 individus, ont été capturés à titre de prises accessoires. Bon nombre de ces prises proviennent des zones 3C et 3D de la Commission des pêches maritimes du Pacifique (CPMP), à l’ouest de l’île de Vancouver (tableau 3 et 4). Le milandre a été capturé tous les mois de l’année, mais les prises les plus importantes ont lieu de janvier à février et de juin à août (figure 8, annexe 2). Dans l’ensemble, les données des observateurs indiquent que le nombre de prises accessoires de milandres dans les eaux canadiennes est faible par rapport à l’effort de pêche total. Toutefois, l’importance des prises accessoires par rapport à la population totale est inconnue, car le taux de mortalité après la remise à l’eau est inconnu.

Les débarquements de milandre dans les pêches commerciales au Mexique sont peu documentés. Des règlements visant à protéger les requins et les raies de la surexploitation au Mexique sont entrés en vigueur en 2020, mais leur efficacité est inconnue. Les individus qui fréquentent les baies côtières, en particulier les endroits où les femelles mettent bas, peuvent être les plus vulnérables à la pêche mexicaine, et la menace que représentent les pêches commerciales pour le milandre peut être plus élevée que ce qu’il est possible de déterminer à partir des renseignements disponibles.

Les changements climatiques peuvent entraîner une hausse de la température dans les eaux du Nord et déplacer vers le nord le centre de l’aire de répartition de cette espèce qui préfère les eaux froides du Pacifique Est.

Facteurs limitatifs

On ignore à quel point la population de milandres s’est rétablie ou est restée appauvrie depuis les années 1940. Les principaux facteurs limitant le rétablissement de la population à la suite de son effondrement causé par la pêche dirigée sont la maturité tardive et la faible fécondité de l’espèce (Smith, 1998; Lucifora et al., 2004, Dureil et Worm, 2016).

Nombre de localités

Tous les individus présents au Canada forment probablement une seule population, et la principale menace est la prise accessoire, qui se produit dans l’ensemble de l’aire de répartition dans les eaux canadiennes. Cependant, les individus de cette UD errent sur de grandes distances, et la menace de mortalité est aléatoire et éphémère, le concept de localités ne s’applique donc pas.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

Avant la présente évaluation, le milandre a été désigné comme étant une espèce préoccupante par le COSEPAC en 2007 et il a été inscrit selon le même statut à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril en 2009.

Depuis 2006, les pêches commerciales à la palangre et au chalut ciblant le poisson de fond font l’objet d’une couverture complète par des observateurs, soit en mer, soit au moyen de la surveillance électronique. Depuis 2011, il est interdit de cibler et de conserver le milandre dans les pêches commerciales et récréatives, et tous les individus doivent être remis à l’eau vivants et de manière à les blesser le moins possible (DFO, 2012). En 2012, le MPO a élaboré un plan de gestion du milandre qui recommande de poursuivre les recherches sur l’écologie et la biologie de l’espèce dans les eaux canadiennes et d’établir un indice d’abondance relative d’ici 2017. Au cours des six années qui ont suivi la création du plan, aucune recherche n’a été effectuée sur le milandre dans les eaux canadiennes, et aucun indice d’abondance relative n’a été établi. Cependant, le Code de conduite sur la manipulation des requins (DFO, 2014) et une base de données des observations dans laquelle les plongeurs et les pêcheurs sont invités à signaler leurs observations de milandres ont été conçus dans le cadre du plan (DFO, 2012). Une fiche d’identification des espèces de requins en Colombie-Britannique a été conçue en 2011 et mise à jour en 2017 afin de répondre aux exigences relatives à l’amélioration de la précision de la surveillance des prises accessoires (DFO, 2011).

Le milandre a été désigné « vulnérable » à l’échelle mondiale par l’UICN en 2006 en fonction des critères A2bd+3d+4bd (déclin observé et prévu de la population d’après les niveaux d’exploitation et un indice d’abondance; ces données ne tiennent pas compte du Canada) (Walker et al., 2006). En 2020, le milandre a été inscrit à l’annexe II de la Convention sur la conservation des espèces migratrices (CMS, de l’anglais Convention on Migratory Species), qui oblige les Parties à travailler à l’échelle régionale pour assurer la conservation, en particulier au moyen du protocole d’entente sur la conservation des requins migrateurs de la CMS. En 2020, le milandre a été évalué comme étant « gravement en péril » par l’UICN, selon le critère A2bd (Walker et al., 2020). Il convient également de noter que l’évaluation de l’UICN repose sur une durée d’une génération mondiale de 26,3 ans.

NatureServe (2018) n’a pas encore classé le milandre à l’échelle mondiale. Cependant, au Canada, l’espèce est classée « vulnérable » (N3), ce qui indique un risque modéré de disparition du pays en raison des déclins récents ou généralisés de la population non reproductrice (N3N) et migratrice (N3M) au Canada.

Statuts et classements non juridiques

Depuis 1996, la flottille canadienne de pêche commerciale au chalut ciblant le poisson de fond fait l’objet d’une surveillance complète par des observateurs en mer. En 2001, le gouvernement canadien a fait la promotion de l’identification exacte des requins afin d’améliorer les déclarations de requins remis à l’eau, ce qui a augmenté les déclarations relatives aux remises à l’eau pour certaines espèces, mais pas pour le milandre (King et al., 2017). Depuis 2006, les pêches canadiennes à la palangre ciblant le poisson de fond du Pacifique (c.-à-d. le flétan du Pacifique, les sébastes, la morue-lingue et l’aiguillat commun du Pacifique) font l’objet d’une surveillance des prises en mer au moyen d’un système de surveillance vidéo combiné à une vérification des journaux de bord, dans lesquels les pêcheurs sont tenus de déclarer toutes les prises de requins (DFO, 2012). Le MPO a élaboré des codes de conduite pour les rencontres avec les requins, y compris l’enchevêtrement dans les engins de pêche, qui fournissent des lignes directrices sur la manipulation et la remise à l’eau à l’intention des pêcheurs commerciaux et récréatifs (DFO, 2014). Les codes de conduite visent à réduire la mortalité par pêche, mais malgré une surveillance améliorée, la mortalité associée aux prises accessoires n’est pas bien comprise.

Protection et propriété de l’habitat

Il n’existe aucune mesure de protection directe de l’habitat du milandre au Canada. La zone de protection marine des récifs d’éponges siliceuses du détroit d’Hécate et du bassin de la Reine-Charlotte offre une protection potentielle, quoique limitée, et les restrictions concernant la pêche à la ligne et à l’hameçon dans les aires de conservation des sébastes, en particulier sur la côte ouest de l’île de Vancouver, pourraient offrir une protection mineure. Le milandre se trouve dans la RPNPR et dans la réserve d’aire marine nationale de conservation Gwaii Haanas (tableau 1). La RPNPR ne s’étend pas assez loin pour protéger l’habitat principal du milandre (Yakimishyn, comm. pers., 2018), et une certaine pêche commerciale est pratiquée des parties de la réserve du parc. L’habitat du milandre est protégé dans près de la moitié des eaux de Gwaii Haanas, où l’accès restreint et les zones de protection intégrales ne permettent pas la pêche commerciale (Plan directeur 2018; Réserve de parc national, réserve d'aire marine nationale de conservation et site du patrimoine haïda Gwaii Haanas - Plan directeur 2018).

Il existe des fermetures supplémentaires concernant la pêche au poisson de fond dans les récifs d’éponges siliceuses dans le détroit de Georgia et la baie Howe. Toutefois, comme le milandre est rarement capturé dans le détroit, ces mesures de protection ne visent pas l’habitat optimal. Dans l’ensemble, la protection de l’habitat est minimale.

Remerciements et experts contactés

Les rédacteurs remercient Jacquelynne King (Ph. D), de la Station biologique du Pacifique, d’avoir fourni les données d’observation du MPO; Maria Surry, chef du programme de l’Unité des données sur le poisson de fond au MPO, d’avoir fourni les données sur les prises commerciales et les données de recherche du MPO; Jennifer Boldt d’avoir fourni les données du relevé intégré des écosystèmes pélagiques; Tom Kong, de la CIFP, d’avoir fourni le relevé à la ligne fixe; Jennifer Yakimishyn et Lynn Lee, de Parcs Canada, d’avoir fourni les données d’observations et les renseignements sur le milandre dans la RPNPR et dans la réserve de parc national Gwaii Haanas, respectivement; Rhona Govender, biologiste des espèces en péril au MPO, d’avoir fourni des renseignements sur la gestion du milandre; Todd Hay (Ph. D.), du Northwest Fisheries Science Center de la NOAA, de les avoir dirigés vers les données du West Coast Groundfish Bottom Trawl Survey du NMFS; et David Ebert (Ph. D.), du Pacific Shark Research Center à Moss Landing, Andrew Nosal (Ph. D.), de la Scripps Institution of Oceanography, et Chris Chabot (Ph. D.), de l’Université d’État de Californie, tous des chercheurs des États-Unis, d’avoir participé à des discussions pertinentes sur la connectivité entre les sous-populations canadiennes et états-uniennes. Enfin, les rédacteurs du présent rapport tiennent à remercier les rédacteurs du dernier rapport de situation du COSEPAC sur le milandre, soit Scott Wallace (Ph. D)., Gordon (Sandy) McFarlane (Ph. D) et Jacquelynne King. Les rédacteurs souhaitent remercier de nouveau Scott Wallace pour les travaux préparatoires qu’il a effectués lors de la rédaction du sommaire du statut de l’espèce pour le milandre en 2017 et qui ont été d’une grande aide pour la rédaction du présent rapport.

Experts contactés

En plus des personnes mentionnées précédemment, les experts suivants ont été contactés :

Paul Grant (Ph. D.), coordonnateur scientifique des espèces en péril, MPO, Victoria (Colombie-Britannique);
Rhonda Millikin (Ph. D), chef, Évaluation des populations, du Service canadien de la faune, Delta (Colombie-Britannique);
Shelley Pruss (Ph. D), spécialiste de la conservation des espèces, Parcs Canada, parc national Elk Island, Fort Saskatchewan (Alberta);
Katrina Stipec, Conservation Data Centre de la Colombie-Britannique, ministère de l’Environnement et de la Stratégie sur les changements climatiques de la Colombie-Britannique, Victoria (Colombie-Britannique);
Gregory Wilson, spécialiste des espèces aquatiques en péril, ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique, Victoria (Colombie-Britannique).

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Sommaire biographique des rédacteurs du rapport

Geoffrey Osgood a obtenu un baccalauréat ès sciences avec spécialisation en écologie et en zoologie de l’Université de Calgary en 2014. Depuis, il travaille à son doctorat en biologie à l’Université de Victoria, où il étudie l’utilisation des zones de protection marine pour la conservation des requins.

Julia K. Baum est professeure agrégée en biologie de l’Université de Victoria, en Colombie-Britannique, et titulaire d’une bourse Pew en conservation marine en 2017. Elle a obtenu un baccalauréat ès sciences de l’Université McGill (1999; Montréal), ainsi qu’une maîtrise ès sciences (2002) et un doctorat (2007) de l’Université Dalhousie (Halifax), tous en biologie. Mme Baum a ensuite obtenu une bourse de recherche David H. Smith Conservation Research Fellowship de la Scripps Institution of Oceanography, de l’Université de Californie (UC) de San Diego, puis une bourse postdoctorale Schmidt Ocean Institute Postdoctoral Fellowship du National Center for Ecological Analysis and Synthesis, de l’UC de Santa Barbara. Ses travaux de recherche ont notamment permis de montrer des baisses soudaines dans les populations de requins ainsi que les effets en cascade de la perte de superprédateurs.

Total (t) Californie – Nombre total de requins (t) = 10 056
Total (t) Californie – Prises estimées de milandres (t) = 1 980
Total (t) État de Washington – Prises estimées de milandres (t) = 4 479
Total (t) Canada – Prises estimées de milandres (t) = 1 050
Total (t) Oregon – Prises estimées de milandres (t) = 17 565
Total (t) Nombre estimé d’individus = 975 833

Annexe 6. Calculateur des menaces pour l’UD du milandre

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème

Galeorhinus galeus

Identification de l’élément

Sans objet

Code de l’élément

Sans objet

Date

16/12/2019

Évaluateur(s) :

D. Fraser (animateur), J. Neilson (coprésident), G. Osgood et J. Baum (rédacteurs du rapport), B. Leaman, D. Kulka, A. McNeil, J. Yakimishyn

Références :

Sans objet

Impact global des menaces attribué :

D = Low

Justification de l’ajustement de l’impact :

Sans objet

Impact global des menaces – commentaires

Durée d’une génération : 23 ans; faible fécondité. Le milandre est considéré comme une espèce très migratrice, se déplaçant le long de la côte de l’Amérique du Nord en été, et vers le sud, en eaux plus profondes, en hiver. La principale menace continue pesant sur l’espèce est l’utilisation des ressources qui se traduit par des prises accessoires dans les pêches non dirigées. La demande de vitamine A pendant la Deuxième Guerre mondiale a donné lieu à une pêche importante qui s’est rapidement effondrée en raison de la surexploitation. Plus de 800 000 individus, principalement des adultes de grande taille, ont été pêchés pour leur foie entre 1937 et 1949, dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce. Les taux de capture dans les pêches commerciales et les relevés par navire de recherche indiquent que cette espèce était plus abondante dans les eaux canadiennes de 2012 à 2018 que de 2003 à 2011, bien que ces données ne couvrent qu’une partie de la durée de génération de 23 ans. Bien que les prises accessoires se poursuivent au Canada et aux États-Unis, il est interdit de cibler et de conserver ce requin dans les pêches commerciales et récréatives en Colombie-Britannique; les individus doivent être remis à l’eau vivants et de manière à les blesser le moins possible.

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