Narval (Monodon monoceros) Sous‑population du nord de la baie d’Hudson Sous‑population de la baie de Baffin : èvaluation et rapport de situation du COSEPAC 2024

Titre officiel : Évaluation et rapport de situation du COSEPAC sur le Narval (Monodon monoceros) Sous‑population du nord de la baie d’Hudson Sous‑population de la baie de Baffin au Canada

Non en péril

2024

COSEPAC sommaire de l’evaluation

Sommaire de l’évaluation - mai 2024

Nom commun : Narval – sous-population du nord de la baie d’Hudson et sous-population de la baie de Baffin

Nom scientifique : Monodon monoceros

Statut : Non en péril

Justification de la désignation : Ce cétacé de l’Arctique, connu pour sa longue défense et son attrait pour la glace, présente une importante population globale (plus de 161 000 individus au total; 93 500 individus matures). Bien qu’il existe des incertitudes quant aux tendances, aux stocks et à la structure de la population de l’espèce, aucune donnée n’indique une tendance à la baisse de son abondance. On estime par ailleurs que les niveaux de chasse actuels seraient durables. Il est possible que l’abondance ait diminué dans certains secteurs où la circulation maritime s’est intensifiée, mais cette diminution reflète probablement une redistribution des individus plutôt qu’une baisse de l’abondance. Parmi les menaces qui devraient augmenter à l’avenir, on compte la pollution sonore issue de la circulation maritime et du déglaçage ainsi que les changements climatiques. Sans un suivi étroit de l’espèce, ces menaces pourraient constituer un défi.

Répartition : Nunavut, océan Arctique, Québec (Nunavik), Terre-Neuve-et-Labrador (Labrador), océan Atlantique (baie de Baffin, détroit de Davis, mer du Labrador)

Historique du statut : COSEPAC : Espèce désignée « non en péril » en avril 1986 et en avril 1987. Réexamen du statut : l’espèce est désignée « préoccupante » en novembre 2004. Réexamen du statut et inscription à la catégorie « non en péril » en mai 2024.

COSEPAC resume

Narval

Monodon monoceros

Sous‑population du nord de la baie d’Hudson

Sous‑population de la baie de Baffin

Description et importance de l’espèce sauvage

Le narval (Monodon monoceros) est un odontocète de taille moyenne, dépourvu de nageoire dorsale. Seule espèce de ce genre, il est un prédateur au sommet de la chaîne trophique de l’Arctique. Les mâles peuvent atteindre une longueur d’environ 5,4 m (approximativement 1 935 kg), et les femelles, d’environ 4,9 m (approximativement 1 552 kg). Les narvals adultes n’ont que deux dents. Chez la plupart des mâles, la dent de droite reste incluse dans la mâchoire, alors que celle de gauche pousse en spirale pour former une défense horizontale pouvant atteindre plus de 3 m. Chez la plupart des femelles, les deux dents restent incluses.

Le narval est important pour l’économie de subsistance et la culture des Inuits de l’est de l’Arctique canadien et du Groenland. Les Inuits le chassent principalement pour la peau et le lard (appelés conjointement maqtaaq), la viande et l’ivoire. L’ivoire fait l’objet d’un commerce, tandis que le maqtaaq est consommé localement et peut être partagé entre les collectivités.

Répartition

Le narval fréquente les eaux canadiennes de l’Arctique (nord de la baie d’Hudson et baie de Baffin) et les eaux au large de l’est du Groenland. Au Canada, il ne forme qu’une seule unité désignable (UD), divisée en deux sous‑populations : celle du nord de la baie d’Hudson et celle de la baie de Baffin. Les narvals du nord de la baie d’Hudson passent l’été dans le nord‑ouest de la baie d’Hudson et l’hiver dans l’est du détroit d’Hudson. Ceux de la baie de Baffin passent l’été dans les eaux de l’Extrême‑Arctique canadien et de l’ouest du Groenland et l’hiver dans la zone de banquise de la baie de Baffin et du détroit de Davis.

Habitat

En été, l’espèce fréquente les zones côtières à l’abri du vent où l’eau est profonde. Lors de la migration automnale et de l’hivernage dans la zone de banquise, l’espèce favorise le talus continental, où la profondeur varie de 1 000 à 1 500 m. La présence de fissures et de chenaux dans la glace de rive, de même que la densité de la banquise fragmentée, semble influer sur le choix d’habitat.

Biologie

On croit que les femelles arrivent à maturité entre l’âge de 8 et 9 ans, et les mâles, entre 12 et 20 ans. Les femelles donnent naissance à leur premier baleineau entre 9 et 12 ans. On estime que la période d’accouplement la plus active est la mi‑avril et que la plupart des petits naissent en juillet et en août, après une gestation de 14 à 15 mois. Bien qu’un taux de reproduction plus élevé soit possible, les femelles adultes donnent naissance à un baleineau tous les 3 ans en moyenne, jusqu’à l’âge de 60 ans. Les narvals peuvent vivre jusqu’à 101 ans.

En général, les individus se déplacent en groupe en été, mais se rassemblent en plusieurs centaines lors des migrations printanières et automnales. Leur capacité de plongée leur permet de parcourir de grandes distances sous l’eau. Les narvals se nourrissent d’une variété de poissons et d’invertébrés, mais se spécialisent dans les espèces d’eau profonde. On connaît peu leurs besoins physiologiques ou leur capacité à s’adapter aux changements de l’environnement ou de la disponibilité des proies.

Taille et tendances des populations

L’abondance totale des narvals, estimée au moyen de relevés aériens systématiques, est de 161 100 individus (arrondie à la centaine près), soit environ 90 % de la population mondiale. La tendance demeure incertaine, mais l'on considère la population comme stable ou possiblement à la hausse. En supposant que 58 % de la population est composée d’individus matures, comme l’ont indiqué Taylor et al. (2007), le nombre total estimé d’individus matures est de 93 500 narvals (arrondi à la centaine près). La sous‑population du nord de la baie d’Hudson, estimée à 19 200 individus (11 200 individus matures), est considérée comme stable, c’est‑à‑dire en croissance lente d’après les plus récentes estimations des relevés et l’analyse des tendances. La sous‑population de la baie de Baffin compte environ 141 900 individus (82 300 individus matures).

On a déterminé plusieurs stocks de gestion au sein de la sous‑population de la baie de Baffin, en fonction des zones d’estivage, et la plupart sont considérés comme à la hausse ou stables. Les déplacements des narvals entre les aires d’estivage de la population de la baie de Baffin ajoutent de l’incertitude à l’évaluation des tendances.

Menaces et facteurs limitatifs

Les populations canadiennes de narvals pourraient être menacées par la pollution (bruit sous‑marin), les changements climatiques, la chasse, les activités industrielles telles que le transport de minerai de fer, la pêche commerciale, les contaminants dans l’environnement et le tourisme. L’espèce peut également être limitée par son habitat relativement restreint et ses niches alimentaires. Les effets des changements climatiques sur le narval sont incertains, tout comme sa capacité d’adaptation. Les répercussions des autres facteurs sont atténuées par son habitat en eau profonde et sa vaste aire de répartition, dont une grande partie se situe à l’extérieur des zones de chasse normales, dans la zone de banquise au large et dans des régions isolées de l’Arctique. Cette aire de répartition éloignée protège de nombreux narvals des chasseurs, des déversements isolés d’hydrocarbures et d’autres événements. Toutefois, l’augmentation de la circulation maritime a diminué cette protection au cours des dix dernières années, et l’on s’attend à ce que le transport maritime augmente au cours de la prochaine décennie. On a établi une corrélation entre l’augmentation de la circulation maritime et le déplacement notable de l’aire de répartition du narval en été, mais les effets de cette corrélation sur la mortalité au sein des populations sont incertains. La chasse représente probablement la menace la plus constante pour les populations de narvals au Canada, mais une cogestion de la chasse a été mise en place, avec des quotas et des limites non quantitatives. En outre, les effets directs et indirects des changements climatiques augmentent. Un récent déclin important de l’utilisation du détroit d’Éclipse par les narvals a soulevé des inquiétudes quant aux effets cumulatifs des activités de développement et des facteurs de stress climatiques sur ce stock, mais ces changements semblent être compensés par une utilisation accrue de l’inlet de l’Amirauté.

Protection, statuts et classements

La protection du narval au Canada se limite aux mesures de gestion de la chasse, de la capture d’individus vivants et de la circulation des produits du narval. La chasse est cogérée par le Conseil de gestion des ressources fauniques du Nunavut (CGRFN) et le Conseil de gestion des ressources fauniques de la région marine du Nunavik (CGRFRMN), conjointement avec Pêches et Océans Canada (MPO), dans leurs régions respectives. Seuls les Inuits sont autorisés à chasser le narval, et chaque collectivité a une limite de prises. Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) a désigné le narval « espèce préoccupante » en 2004, mais aucune décision relative à l’inscription à la liste de la Loi sur les espèces en péril (LEP) n’a été rendue à la lumière de cette évaluation. Le COSEPAC a récemment évalué cette espèce comme « non en péril » en mai 2024. L’espèce est inscrite à l’annexe II de la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES). Le Canada collabore avec le Groenland à la conservation des populations communes de narvals en participant à la Commission mixte sur la conservation et la gestion du narval et du béluga (CMNB) et en tant qu’observateur au sein du groupe de travail mixte de la North Atlantic Marine Mammal Conservation Organization (NAMMCO).

Résumé technique

Monodon monoceros

Narval

Narwhal

Noms autochtones : Allanguaq (à points noirs et blancs), tuugaalik (à défense), qirniqtaq qilalugaq (baleine noire), qilalugaq tuugaalik (baleine à défense; inuktitut)

Répartition au Canada (province/territoire/océan) : Nunavut, océan Arctique, Québec (Nunavik), Terre-Neuve-et-Labrador (Labrador), océan Atlantique (baie de Baffin, détroit de Davis, mer du Labrador)

Données démographiques

Durée d’une génération (âge moyen des parents dans la population)

33 ans (Garde et al., 2015)

Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre total d’individus matures?

Non

Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [cinq ans ou deux générations].

Aucun déclin continu; s.o.

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix dernières années ou trois dernières générations]

Sous‑population de la baie de Baffin : Les changements dans les estimations ont augmenté au fil du temps, probablement en raison d’une meilleure couverture des relevés. La population serait stable (NAMMCO, 2018).

Sous‑population du nord de la baie d’Hudson : Augmentation de 54 % de la population totale de 2011 à 2018 (7 ans ou approximativement 1/4 de génération), mais la différence dans les estimations des relevés n’est pas statistiquement significative au niveau de p < 0,05.

Pourcentage [prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix prochaines années ou trois prochaines générations].

Inconnu

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période [de dix ans ou trois générations] commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

Inconnu

Est-ce que les causes du déclin sont a) clairement réversibles et b) comprises et c) ont effectivement cessé?

1. s. o.
2. s. o.
3. s. o.

Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre d’individus matures?

Inconnu

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence

Dépasse les seuils avec une zone d’occurrence de 3 090 852 km² [plus petit polygone convexe]

2 588 009 km² [à l’intérieur du territoire canadien]

Indice de zone d’occupation (IZO)

(Fournissez toujours une valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté)

Dépasse les seuils

IZO (2 km × 2 km) : 266 628 carrés = 1 066 512 km²

La population totale est-elle gravement fragmentée, c’est-à-dire que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale se trouvent dans des parcelles d’habitat qui sont a) plus petites que la superficie nécessaire au maintien d’une population viable et b) séparées d’autres parcelles d’habitat par une distance supérieure à la distance de dispersion maximale présumée pour l’espèce?

1. Non
2. Non

Nombre de « localités » (utilisez une fourchette plausible pour refléter l’incertitude, le cas échéant)

Inconnue, probablement un grand nombre

Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de la zone d’occurrence?

Non

Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de l’indice de zone d’occupation?

Non

Y a‑t‑il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de sous‑populations?

Non

Y a‑t‑il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités?

Inconnu

Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de [la superficie, l’étendue ou la qualité] de l’habitat?

Oui, déclin inféré/prévu de la qualité de l’habitat à cause de la perte de glace de mer et de l’augmentation de la circulation maritime

Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de sous‑populations?

Non

Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités?

Non

Y a‑t‑il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?

Non

Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?

Non

Nombre d’individus matures dans chaque sous-population

Sous-populations (utilisez une fourchette plausible)

Sous-population de la baie de Baffin :

Abondance totale (CV) [nombre d’animaux matures]

Île Somerset

49 768 (CV = 0,20)² [28 865]

Détroit de Jones

12 694 (CV = 0,33) [7 362]

Détroit de Smith

16 360 (CV = 0,65) [9 489]

Inlet de l’Amirauté

35 043 (CV = 0,42) [20 325]

Détroit d’Éclipse

10 489 (CV = 0,24) [6 084]

Est de l’île de Baffin

17 555 (CV = 0,35) [10 182]

Total de la sous-population de la baie de Baffin :

141 909 (CV = 0,16) [82 307]

Total de la sous-population du nord de la baie d’Hudson :

19 232 (CV = 0,28) [11 155]

Total des deux sous-populations :

161 141 (CV = 0,14) [93 462]

Nombres d’individus matures :

93 462

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 n’a été effectuée.

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 (annexe 2).

L’impact global des menaces est « moyen ». Principales menacées déterminées :

1. Pollution (menace 9 de l’UICN) – impact moyen
2. Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (menace 1 de l’UICN) –impact moyen-faible
3. Utilisation des ressources biologiques (menace 5 de l’UICN) – impact faible
4. Corridors de transport et de service (menace 4 de l’UICN) – impact négligeable
5. Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (menace de l’UICN) – impact négligeable
6. Production d’énergie et exploitation minière (menace 3 de l’UICN) – impact négligeable
7. Intrusions et perturbations humaines (menace 6 de l’UICN) – impact inconnu
8. Modifications des systèmes naturels (menace 7 de l’UICN) – impact inconnu

Autres facteurs limitatifs pertinents :

1. La prédation par l’épaulard est considérée comme un facteur limitatif.

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)

Situation des populations de l’extérieur les plus susceptibles de fournir des individus immigrants au Canada

Deux stocks sont considérés comme faisant partie de la sous‑population de la baie de Baffin à l’extérieur du Canada : celui d’Inglefield Bredning et celui de la baie Melville, au Groenland. Les deux stocks semblent stables, bien qu’ils soient préoccupants (NAMMCO, 2018).

Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible?

Inconnu, mais possible

Des individus immigrants seraient‑ils adaptés pour survivre au Canada?

Oui

Y a‑t‑il suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants?

Cela dépend de la cause de la disparition.

Les conditions se détériorent-elles au Canada²?

Oui

Les conditions de la population source se détériorent-elles³?

Probablement

La population canadienne est-elle considérée comme un puits⁴?

Non

La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe‑t‑elle?

Non

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 « non en péril » en avril 1986 et en avril 1987. Réexamen du statut : l’espèce est désignée « préoccupante » en novembre 2004. Réexamen du statut et inscription à la catégorie « non en péril » en mai 2024.

Statut et justification de la désignation

Statut : Non en péril

Code alphanumérique : Sans objet

Justification de la désignation : Ce cétacé de l’Arctique, connu pour sa longue défense et son attrait pour la glace, présente une importante population globale (plus de 161 000 individus au total; 93 500 individus matures). Bien qu’il existe des incertitudes quant aux tendances, aux stocks et à la structure de la population de l’espèce, aucune donnée n’indique une tendance à la baisse de son abondance. On estime par ailleurs que les niveaux de chasse actuels seraient durables. Il est possible que l’abondance ait diminué dans certains secteurs où la circulation maritime s’est intensifiée, mais cette diminution reflète probablement une redistribution des individus plutôt qu’une baisse de l’abondance. Parmi les menaces qui devraient augmenter à l’avenir, on compte la pollution sonore issue de la circulation maritime et du déglaçage ainsi que les changements climatiques. Sans un suivi étroit de l’espèce, ces menaces pourraient constituer un défi.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) :

Sans objet. Aucun signe de déclin du nombre total d’individus matures.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) :

Sans objet. La zone d’occurrence, de 2 588 009 km², et l’IZO, de 1 066 512 km² (à l’intérieur du territoire canadien), excèdent les seuils établis.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) :

Sans objet. Le nombre d’individus matures est de 93 462, ce qui dépasse le seuil établi pour la catégorie « menacée », et il n’existe aucun signe d’un déclin continu.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :

Sans objet. La population compte au moins 93 462 individus matures, ce qui est supérieur au seuil établi pour la catégorie « menacée ».

Critère E (analyse quantitative) :

Sans objet. Aucune analyse n’a été effectuée.

Préface

Le Comité sur le statut des espèces menacées de disparition (ancien de nom du COSEPAC) a désigné le narval « non en péril » au Canada en avril 1986 (Campbell et al., 1986) et en avril 1987 (Strong, 1987, 1988). Le Comité a réexaminé la situation de l’espèce et l’a désignée « préoccupante » en novembre 2004 à la suite d’une mise à jour du rapport de situation (COSEWIC, 2004). Les deux populations, celle du nord de la baie d’Hudson et celle de la baie de Baffin, ont été présentées au COSEPAC en tant qu’unités désignables potentiellement distinctes en 2004. Toutefois, conformément à la pratique du COSEPAC à l’époque, ces deux espèces ont été fusionnées après avoir été évaluées comme « préoccupantes ».

Depuis la précédente évaluation, de nouveaux renseignements sont disponibles pour réévaluer la situation du narval au Canada. De nouvelles estimations de la population existent, tirées notamment du premier relevé aérien de toute la sous‑population de la baie de Baffin. De nouvelles données sur les menaces, en particulier en lien avec les changements climatiques et les répercussions anthropiques concomitantes, sont également disponibles, dont de précieuses connaissances traditionnelles autochtones qui indiquent des changements de la répartition en été ainsi que de l’abondance et de la répartition de l’épaulard (Orcinus orca). De nouvelles données sur l’âge du narval ont amélioré les estimations des taux de reproduction et de survie, de même que la compréhension de la sénescence reproductive et d’autres aspects du cycle vital de l’espèce.

De nouvelles aires protégées ont également été mises en place dans l’aire de répartition du narval au Canada depuis la dernière mise à jour du statut, notamment l’aire marine nationale de conservation Tallurutiup Imanga dans le détroit de Lancaster, qui a été réservée en attendant son établissement, et la zone de protection marine de Tuvaijuittuq, dans le nord de l’île d’Ellesmere, qui est sous protection provisoire en attendant l’évaluation de la faisabilité d’une protection à long terme.

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

(2024)

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)
(Remarque : Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.)

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)
(Remarque : Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.)

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)
(Remarque : Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.)

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

Données insuffisantes (DI)
(Remarque :Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».)

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.

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Nom scientifique : Monodon monoceros Linné, 1758

Nom français : Narval

Nom anglais : Narwhal

Noms inuktitut : Allanguaq (à points noirs et blancs), tuugaalik (à défense), qirniqtaq qilalugaq (baleine noire), qilalugaq tuugaalik (baleine à défense)

Classification :

Classe :

Mammifères (Linné, 1758 – mammifères); ordre : Artiodactyles (baleines, dauphins, ongulés ayant un nombre pair de doigts à chaque pied); infraordre : Cétacés (Brisson, 1762 – cétacés, baleines); micro‑ordre : Odontocètes (Flower, 1867 – baleines à dents); famille : Monodontidés (Grey, 1821 – baleines blanches).

Le narval (Monodon monoceros Linné, 1758) est une espèce bien établie et l’une des deux espèces de la famille monophylétique des Monodontidés, l’autre étant le béluga (Delphinapterus leucas). Les données moléculaires laissent croire que les deux espèces auraient divergé il y a cinq à six millions d’années (Steenman et al., 2009; Louis et al., 2020; Westbury et al., 2019). Il existe des mentions rares d’hybrides entre le narval et le béluga (n = 3, mais un seul crâne a été recueilli : Heide-Jørgensen et Reeves, 1993; Heide-Jørgensen et Laidre, 2006; Skovrind et al., 2019; Vicari et al., 2022).

Description morphologique

Le narval est un odontocète de taille moyenne connu pour sa dent allongée (défense) qui sort de la mâchoire supérieure des mâles. Il est dépourvu de nageoire dorsale, mais possède une crête dorsale basse et une nageoire caudale particulière qui est divisée en deux lobes convexes (Fontanella et al., 2011). Les mâles adultes peuvent atteindre 5,40 m (approximativement  1 935 kg), et les femelles, 4,94 m (approximativement  1 552 kg) de longueur (masse) (Weaver et Walker, 1988; Roberge et Dunn, 1990). Les mâles adultes ont tendance à être de 10 à 20 % plus longs que les femelles, sans compter la défense, et peuvent être considérablement plus lourds (Naughton, 2012). Les nouveau‑nés mesurent habituellement environ 1,60 m (Hay, 1984; Neve, 1995).

Le narval change de couleur en vieillissant. Les individus naissent d’un gris inégal ou d’un gris bleuté qui devient noir ou noir bleuté uniforme après le sevrage (Arvy, 1978; Reeves et Tracey, 1980). À mesure que les narvals vieillissent, des stries et des taches blanches apparaissent sur le fond sombre; les taches blanches s’étendent sur toute la surface ventrale et sur les flancs. Les individus très âgés, les mâles en particulier, deviennent presque entièrement blancs (Reeves et Tracey, 1980).

Le narval a deux dents (incisives) incluses à l’horizontale dans le maxillaire supérieur, à droite et à gauche (Eales, 1950). Chez le mâle adulte, la dent supérieure de gauche émerge du dessus de la lèvre pour former une longue défense droite qui peut mesurer jusqu’à 3 m de longueur (Dow et Hollenberg, 1977; Reeves et Tracey, 1980). Il est rare de voir des femelles avec une défense, des mâles sans défense ou des mâles et des femelles avec deux défenses (Hay et Sergeant, 1976; Reeves et Tracey, 1980; Reeves et Mitchell, 1981; Petersen et al., 2012; Garde et Heide-Jørgensen, 2022). Le narval possède également des dents vestigiales sans caractéristiques fonctionnelles apparentes (Nweeia et al., 2012).

Structure spatiale et variabilité de la population

Trois populations de narvals ont été décrites dans le document intitulé Global Review of the Conservation Status of Monodontid Stocks (Hobbs et al., 2019) : celle de l’est du Groenland, celle du nord de la baie d’Hudson et celle de la baie de Baffin (figures 1 et 2). Seules les populations du nord de la baie d’Hudson et de la baie de Baffin se trouvent dans les eaux canadiennes. Ces dernières ont été proposées comme unités désignables (UD), mais le COSEPAC ne les a pas acceptées (voir la section Unités désignables). L’analyse génétique de la structure des populations de narvals et les études sur la diversité génétique ont révélé de faibles niveaux de variabilité (Palsbøll et al., 1997; Postma, 2017; Westbury et al., 2019; Louis et al., 2020). Malgré la structure géographique limitée des clades, une différenciation génétique importante a été signalée entre les populations de l’est duGroenland et les deux autres populations, sur le plan des marqueurs tant mitochondriaux (Palsbøll et al., 1997) que nucléaires (Petersen et al., 2011). Les différences crâniennes décelées entre les échantillons prélevés dans l’est et l’ouest du Groenland (Wiig et al., 2012) et le profil géographique de l’accumulation de la pollution semblent également indiquer des différences entre les narvals de l’est et de l’ouest du Groenland (Dietz et al., 2004). On croit que le narval de l’est du Groenland passe l’hiver entre l’est du Groenland et le Svalbard (Dietz et al., 1994; Heide-Jørgensen et al., 2020). Rien n’indique que l’aire de répartition de ces individus chevauche celle d’autres narvals de la baie d’Hudson ou de la baie de Baffin (y compris l’ouest du <).

La base de la structure de l’UD (voir la section Unités désignables) repose sur plusieurs éléments probants, notamment : les connaissances traditionnelles autochtones (CTA), en particulier celles des collectivités qui chassent les deux populations (par exemple Iglulik et Sanirajak; White, 2012), l’absence de chevauchement des aires d’estivage et d’hivernage selon la télémétrie par satellite (Westdal et al., 2010; Watt et al., 2012a, 2017; Heide-Jørgensen et al., 2013b; NAMMCO, 2018; Hobbs et al., 2019) et des traceurs biochimiques (de March et Stern, 2003; Watt et al., 2013). On a estimé une différenciation génétique importante à partir du séquençage mitochondrial, malgré l’absence de différences fixes (de March et al., 2003) et de marqueurs microsatellites nucléaires neutres (de March et al., 2003; Petersen et al., 2011). Le séquençage de génomes mitochondriaux entiers n’a pas révélé de différences génétiques fixes (Postma, 2017; Louis et al., 2020), ce qui laisse penser que la division a été établie relativement récemment ou qu’il existe un certain flux génique contemporain.

Figure 1. Aire de répartition mondiale du narval montrant les aires de répartition estivales et hivernales des populations de la baie de Baffin (BB), de l’est du Groenland (EG) et du nord de la baie d’Hudson (NBH) (modifiée de NAMMCO, 2018 et de Hobbs et al., 2019, d’après les références citées dans le texte).

La sous‑population du nord de la baie d’Hudson est considérée comme un seul stock de gestion. Cependant, au sein de la sous‑population de la baie de Baffin, six stocks canadiens supplémentaires ont été définis à des fins de gestion, principalement d’après les regroupements estivaux (DFO, 2015; NAMMCO, 2018; Hobbs et al., 2019) : est de l’île de Baffin, détroit d’Éclipse, inlet de l’Amirauté, île Somerset, détroit de Jones et détroit de Smith. Des recherches sont en cours pour comprendre ces stocks, et des données supplémentaires pourraient ou non les appuyer. À titre d’exemple, Charry et al. (2020) ont utilisé une approche de regroupement quantitatif pour évaluer la gestion des stocks de narvals de la baie de Baffin et n’ont pas obtenu de données pour appuyer l’hypothèse de la division des stocks dans les détroits de Jones et de Smith. De plus, les Inuits ont déterminé la possibilité de plusieurs unités au sein du stock estival de l’est de l’île de Baffin et observé un groupe distinct de narvals passant l’été dans la baie Creswell (GN, 2012b; DFO, 2016; NWMB, 2016). De plus, les narvals du chenal Parry ont été signalés comme un stock potentiel (Richard, 2010a). Toutefois, certains déplacements ont lieu entre ces deux zones (Watt et al., 2012a; Golder, 2019 ; 2020a; DFO, 2020a). Les chasseurs inuits des collectivités où plusieurs stocks sont observés notent des différences sur le plan physique et comportemental (Nweeia et al., 2009, 2017; GN, 2012b; NWMB, 2016; Nweeia, 2020). Les chasseurs de Qikiqtarjuaq, de Clyde River et de Resolute Bay (Remnant et Thomas, 1992; Oolayou, 2016a) ont signalé deux types différents de narvals mâles : le premier type est relativement gros, sombre et doté d’une longue défense, tandis que le second type est plus petit, de couleur plus claire et doté d’une défense plus petite et plus tordue. Le Conseil de gestion de la faune de Qikiqtaaluk (Qikiqtaaluk Wildlife Board, ou QWB) et certaines collectivités ont contesté la délimitation de certains stocks, comme ceux du détroit d’Éclipse et de l’inlet de l’Amirauté, précisant que certains individus se déplacent régulièrement entre ces zones (ainsi qu’entre l’inlet de l’Amirauté et l’île Somerset) (GN, 2012b; NTI, 2012; DFO, 2016; NWMB, 2016; Oolayou, 2016a, b; QWB, 2022). Les chasseurs signalent que les narvals du détroit de Jones sont plus susceptibles de chercher des eaux profondes lorsqu’ils sont menacés que ceux qui vivent dans le détroit d’Éclipse (Reeves, 1992a). Là où des échantillons étaient disponibles, la génétique n’a pas permis de distinguer clairement les stocks de la baie de Baffin (de March et al., 2001, 2003; Petersen et al., 2011; Louis et al., 2020), bien que de récentes analyses des acides gras et des éléments traces aient fourni certains outils pour distinguer les stocks qui se nourrissent probablement dans des zones différentes en été (Watt et al., 2019d).

Unités désignables

Le COSEPAC reconnaît une UD si elle possède des attributs qui la rendent à la fois distincte et importante dans l’évolution.

Caractère distinct

La confirmation du caractère distinct peut provenir de l’un ou l’autre des points suivants : 1) la preuve de caractères ou de marqueurs héréditaires qui distinguent les UD ou 2) d’une disjonction géographique naturelle.

D1. Preuve de caractères ou de marqueurs héréditaires qui distinguent clairement l’UD présumée des autres UD (par exemple, marqueurs génétiques ou morphologie héréditaire, comportement, cycle vital, phénologie, voies migratoires, dialectes vocaux), indiquant une transmission limitée de l’information héréditaire à d’autres UD.

Les données probantes en faveur de l’existence de deux UD fondées sur des caractères ou des marqueurs héréditaires sont limitées par des goulots d’étranglement génétiques historiques chez le narval, qui ont réduit la diversité génétique et la capacité de détecter les différences régionales (Palsbøll et al., 1997; de Marche et al., 2003; Postma, 2017). Les reconstructions du génome et du mitogénome de la taille effective de la population et de la population de femelles, respectivement, laissent croire à une faible taille effective de la population à long terme suivie d’une expansion récente (Westbury et al., 2019; Louis et al., 2020). D’après les données mitogénomiques, aucune séparation phylogénétique profonde n’a été observée entre les UD présumées du nord de la baie d’Hudson et de la baie de Baffin (Postma, 2017; Louis et al., 2020). Cette constatation n’est cependant pas surprenante si l’on considère que la divergence s’est probablement produite après la dernière glaciation.

Des études lors desquelles on a observé des différences importantes de la fréquence des haplotypes mitochondriaux et des marqueurs microsatellites nucléaires ont permis d’obtenir des données génétiques à l’appui de la présence de deux UD (de Marche et al., 2003; Petersen et al., 2011). L’ADN mitochondrial, qui est transmis de la mère à la progéniture, a été utilisé pour inférer la fidélité des mères aux sites chez de nombreuses espèces (voir par exemple Hartl et Clark, 1997). Les haplotypes de la région de contrôle mitochondrial de 350 narvals (dont 61 provenant du nord de la baie d’Hudson) ont été analysés, et des différences importantes de l’indice de fixation (F_ST), mesure de la différenciation de la population découlant de la structure génétique, ont été observées dans 8 des 10 comparaisons entre les échantillons des stocks d’été de la baie de Baffin et de la population du nord de la baie d’Hudson (intervalle de F_ST de 0,05 à 0,26) (de March et al., 2003), ce qui laisse croire à une différenciation modérée à très grande (Hartl et Clark, 1997).

Les marqueurs d’ADN nucléaire (microsatellites) sont des marqueurs neutres couramment utilisés dans les études génétiques des populations. Deux études ont examiné la génétique des populations de narvals au Canada (de Marche et al., 2003; Petersen et al., 2011). Petersen et al. (2011) ont mené, sur 877 narvals (dont 46 provenant de la sous‑population du nord de la baie d’Hudson), une analyse bayésienne visant à déterminer le nombre de groupes génétiques sans avoir recours à des données sur des points d’échantillonnage, mais celle-ci qui n’a pas permis de définir la structure de la population à quelque niveau que ce soit. On a toutefois observé une différence notable entre les narvals de la baie de Baffin et ceux du nord de la baie d’Hudson (valeur F_ST par paire de 0,011). Ce niveau de différenciation des valeurs F_ST pourrait être considéré comme faible (Petersen et al., 2011). Toutefois, il n’est pas rare que les valeurs F_ST soient inférieures à celles des marqueurs mitochondriaux en raison du mode de transmission et du taux de mutation (Prugnolle et de Meeus, 2002). En outre, ce profil de contrastes entre les résultats nucléaires et mitochondriaux est typique des espèces dont le flux génique est assuré par les mâles et qui sont hautement fidèles aux sites de mise bas. Bien que ces résultats laissent supposer l’existence d’un flux génique contemporain, Petersen et al. (2011) proposent aussi que la taille relative des populations (la population de la baie de Baffin serait environ huit fois plus grande que celle du nord de la baie d’Hudson), la récente séparation géographique présumée (après la glaciation) et la longue durée d’une génération peuvent compliquer la distinction entre les deux groupes au moyen de marqueurs génétiques neutres. Des éléments de preuve à l’appui de l’existence de deux UD fondées sur des caractères héréditaires peuvent également provenir de sources non génétiques, comme la morphologie, le cycle vital ou les comportements attribuables à une composante génétique ou culturelle sous‑jacente. Chez plusieurs espèces de cétacés, les répertoires vocaux peuvent servir à identifier des groupes distincts (voir par exemple Payne et Guinée, 1983); cependant, il n’existe actuellement aucune donnée à ce sujet sur le narval à évaluer. Certains éléments semblent indiquer une fidélité aux voies migratoires entre les aires d’estivage et d’hivernage (Westdal et al., 2010; Heide-Jørgensen et al., 2013b), bien que la plupart des individus munis d’une étiquette fournissent des données sur un seul transit entre les aires d’estivage et d’hivernage, et que seule une proportion relativement petite de chacune des sous‑populations totales soit munie d’un émetteur satellite (n = 9 narvals du nord de la baie d’Hudson). Les aires d’estivage sont bien établies et peuvent laisser supposer l’existence d’unités distinctes; le mécanisme qui les maintient séparées n’a pas encore été élucidé, mais pourrait être génétique ou culturel. Selon les CTA, les aires d’estivage du narval dans le nord du Canada et dans le centre de l’Arctique canadien sont distinctes l’une de l’autre (Stewart, 2001; GN, 2012b; White, 2012). Les Inuits reconnaissent des distinctions entre les narvals de différentes régions (Nweeia et al., 2009, 2017; Nweeia, 2020), mais ces distinctions ont été décrites tant entre les sous‑populations qu’au sein d’une même sous‑population. Par exemple, des chasseurs du bassin Foxe préfèrent chasser les individus du stock de l’île Somerset (sous‑population de la baie de Baffin), car ils sont plus gros que ceux du nord de la baie d’Hudson (GN, 2012b). Par ailleurs, des chasseurs indiquent qu’il y a des déplacements entre les eaux canadiennes et groenlandaises, car ils aperçoivent des individus portant des cicatrices causées par des harpons groenlandais (GN, 2012b; DFO, 2016; NWMB, 2016). Ces animaux sont plus gros, plus foncés et l’ont une défense plus épaisse et moins spiralée. Ils sont également plus difficiles à chasser que ceux qui passent l’été au Canada (GN, 2012b).

Les CTA et les données scientifiques décrivent les aires de répartition estivales et les voies migratoires du narval, sans mentionner un grand chevauchement entre les deux sous‑populations. Bien que seule une faible proportion de la population totale ait fait l’objet d’un suivi, la tendance générale veut que, durant l’hiver, les individus du nord de la baie d’Hudson restent dans les eaux profondes du détroit de Davis, où celui‑ci rejoint le détroit d’Hudson, tandis que les individus de la baie de Baffin occupent des eaux plus profondes et couvertes de glace mobile dans le détroit de Davis et la baie de Baffin (figure 3; NAMMCO, 2018; Hobbs et al., 2019). On pense que la migration printanière vers les aires d’estivage a lieu pendant ou à l’approche de la période de reproduction, qui va de mars à mai (Best et Fisher, 1974; Hay, 1984). D’après les observations faites sur les petits (Cosens et Dueck, 1990), il semblerait que la période de reproduction soit plus étendue ou varie selon les années et les sites. Cependant, les pics d’observations de baleineaux se produisent en juillet et en août (Mansfield et al., 1975; Hay, 1984; Hay et Mansfield, 1989); il est donc probable que les voies migratoires et le moment de la migration isolent ces deux sous‑populations durant la période critique du mélange génétique.

Bien que les stratégies d’alimentation puissent ou non être la preuve d’un caractère héréditaire, elles peuvent constituer une preuve de caractère distinct sans que l’on connaisse la cause ultime des différences. Des données indiquent que le narval se nourrit à différents endroits au cours de l’année, d’après les signatures d’isotopes stables (Watt et al., 2013) et les concentrations de contaminants (de March et Stern, 2003), qui diffèrent considérablement. Cela pourrait être dû au fait que les narvals utilisent différentes zones distinctes pour s’alimenter ou différentes des stratégies d’alimentation. Watt et al. (2013) ont constaté que le narval du nord de la baie d’Hudson se nourrissait dans des milieux benthiques, en eaux moins profondes que le narval de la baie de Baffin. Cela laisse supposer que les individus des deux sous‑populations n’occupent pas les mêmes aires de répartition et qu’ils n’ont probablement pas non plus les mêmes proies et habitats d’alimentation (Watt et al., 2013). Il existe toutefois une certaine incertitude entre le moment de l’échantillonnage, les taux de renouvellement des tissus et la stabilité à long terme de ces tendances. Dietz et al. (2021) ont étudié des défenses et les isotopes stables pour déduire le régime alimentaire et l’ont observé une plasticité de l’écologie alimentaire qu’ils ont attribuée aux changements climatiques de l’écosystème.

D2. Disjonction géographique naturelle (c.‑à-d. qui ne résulte pas d’une perturbation humaine) entre les UD présumées qui limite grandement la transmission d’information (par exemple individus, graines, gamètes) entre des « portions de l’aire de répartition » pendant une période prolongée et qui la rend peu probable dans un avenir prévisible. L’expression « période prolongée » signifie qu’il s’est écoulé suffisamment de temps pour que la sélection naturelle ou la dérive génétique soient susceptibles d’avoir produit des unités distinctes, compte tenu de la biologie spécifique du taxon.

Il semble que la présence de narvals dans le nord de la baie d’Hudson, le bassin Foxe et le détroit de Davis ne chevauche pas celle de la baie de Baffin et du centre de l’Arctique canadien (Richard, 1991). Toutefois, les narvals du centre de l’Arctique canadien traversent le détroit de Fury et Hecla (Stewart et al., 1995; DFO, 2011; GN, 2012b; Watt et al., 2012a), qui se trouve à proximité de l’aire d’estivage de la sous‑population du nord de la baie d’Hudson. Les pêcheurs d’Iglulik (Igloolik) et de Sanirajak (Hall Beach) ont remarqué que le stock estival de l’île Somerset (sous‑population de la baie de Baffin) et la sous‑population du nord de la baie d’Hudson sont tous deux présents dans le bassin Foxe, mais qu’ils ne se mélangent pas (GN, 2012b). En outre, l’aire d’hivernage de la sous‑population du nord de la baie d’Hudson est mal définie, et il pourrait y avoir chevauchement hivernal ou printanier, si bien que les preuves de disjonction géographique naturelle à l’appui de l’existence de deux UD ne sont pas suffisantes.

Caractère important

L’importance des unités qui ont été désignées comme étant distinctes doit être fondée sur l’un ou l’autre des critères suivants, ou sur une combinaison de ceux-ci : 1) des données probantes selon lesquelles l’UD suit une trajectoire évolutive indépendante pendant une période significative du point de vue de l’évolution; 2) des données selon lesquelles l’UD présumée possède des caractéristiques héréditaires qui, si elles sont perdues, ne peuvent pas être reconstituées.

S1. Preuve directe ou forte inférence que l’UD présumée a suivi une trajectoire évolutive indépendante pendant une période importante dans l’évolution, généralement une divergence phylogénétique intraspécifique indiquant des origines dans des refuges distincts du Pléistocène.

Comme la séparation entre les deux sous‑populations s’est vraisemblablement produite depuis la dernière glaciation, lorsque les populations de narvals se sont étendues (Westbury et al., 2019; Louis et al., 2020), et que les niveaux de différenciation sont importants, mais faibles (de Marche et al., 2003; Petersen et al., 2011; mais voir Louis et al., 2020), le temps d’évolution est insuffisant pour satisfaire au critère 1.

S2. Preuve directe ou forte inférence permettant de déduire que l’UD présumée possède des caractères adaptatifs et héréditaires qui ne pourraient être reconstitués en pratique en cas de perte.

Plusieurs éléments de preuve appuient l’importance des UD présumées selon le critère 2.

1. Il est bien connu que les cétacés ont des lignées fondées sur des caractères génétiques ou culturels qui se traduisent par des stratégies particulières en matière d’habitat et d’alimentation (par exemple l’épaulard [Orcinus orca]), mais ces lignées n’ont pas été établies chez le narval.
2. Les Inuits qui vivent à Iglulik, où les deux UD présumées se chevauchent en été, ont observé deux types de narvals, mais leurs connaissances traditionnelles sont contradictoires. White (2012) a affirmé que les Inuits observent un type septentrional de petite taille et un type méridional de grande taille, tandis que les CTA répertoriées par le gouvernement du Nunavut (GN, 2012b) indiquent que les individus septentrionaux sont plus gros que ceux de l’UD présumée du nord de la baie d’Hudson. En outre, différentes sources fournissent des données contradictoires sur la présence des deux UD présumées dans cette région : les CTA signalées par le gouvernement du Nunavut (GN, 2012b) indiquent que les individus du nord de la baie d’Hudson ne remontent pas loin le long de la côte en direction de Sanirajak, tandis que le MPO (DFO, 2011) rapporte que les membres de l’organisation de chasseurs et de trappeurs (OCT) d’Iglulik aperçoivent des narvals du nord de la baie d’Hudson aussi loin au nord qu’Iglulik. Les Inuits ont aussi désigné des groupes présumés de narvals dans d’autres régions (par exemple un stock potentiel de l’Extrême‑Arctique dans le chenal Parry, un groupe distinct de narvals qui passe l’été dans la baie Creswell) ainsi que d’autres sous‑structures au sein de stocks estivaux reconnus (par exemple dans l’est de l’île de Baffin) (GN, 2012b; White, 2012; DFO, 2016; NWMB, 2016). Toutefois, des renseignements supplémentaires sont nécessaires pour pouvoir les évaluer selon le cadre du COSEPAC.
3. Les narvals de l’UD présumée du nord de la baie d’Hudson migrent le long d’une voie unique, celle qui est le plus au sud de tous les stocks (Hobbs et al., 2019). Les populations en périphérie de l’aire de répartition sont susceptibles de se trouver dans des régions où les adaptations locales aux conditions uniques peuvent devenir fixes et ne pas être touchées par le flux génique provenant du cœur de l’aire de répartition, mais les données de télémétrie liées à la migration des narvals du nord de la baie d’Hudson sont limitées (n = 9). De plus, l’information sur le caractère distinct au printemps est limitée pour tous les narvals.

Les données probantes présentées n’étaient pas suffisantes pour appuyer la création de deux UD. Par conséquent, la valeur par défaut d’une UD unique pour le narval au Canada a été conservée.

Importance de l’espèce

Le narval revêt une importance particulière pour les peuples autochtones du Nord, tant au Canada qu’au Groenland. Pour les Inuits, l’espèce est une source de liens culturels, de nourriture et de débouchés économiques (Brody, 1976; Reeves, 1992a, 1992b, 1993a; Remnant et Thomas, 1992; Thomsen, 1993; Reeves et Heide-Jørgensen, 1994; Stokes et al., 1995; Gonzalez, 2001; Richard, 2001; DFO, 2016; Reeves et Lee, 2020). Le narval est chassé principalement pour sa peau et sa graisse (connues collectivement sous les noms de muktāaq, maktaaq et muktaaq) et son ivoire; la viande peut être prélevée et utilisée essentiellement pour nourrir les chiens (Reeves, 1992a, 1992b, 1993a, 1993b; Stewart et al., 1995; Gonzalez, 2001; Richard, 2001; DFO, 2016; NWMB, 2016). Le maqtaaq est un aliment protéiné très prisé qui a une valeur calorique élevée et est riche en vitamine C, en zinc, en rétinol et en d’autres éléments nutritifs essentiels (Geraci et Smith, 1979; Kinloch et al., 1992; Wagemann et al., 1996). Il est consommé localement ou échangé/vendu avec des Inuits provenant d’autres collectivités (Reeves, 1993a, b; NWMB, 2016; BIMC, 2017a). Les défenses de narval sont vendues à l’échelle nationale et internationale, ce qui incite les chasseurs à viser les gros mâles (Reeves, 1992a, 1992b; Gonzalez, 2001; Reeves et Lee, 2020).

Le narval est l’une des trois baleines adaptées aux glaces de l’Arctique, avec le béluga et la baleine boréale (Balaena mysticetus). Cette dépendance à l’égard de la glace et le fait qu’il se nourrit de manière spécialisée pourraient le rendre particulièrement vulnérable aux effets des changements climatiques (Laidre et al., 2008). Les fluctuations des populations de narvals, grands prédateurs proches du sommet de la chaîne trophique de l’Arctique, pourraient avoir des répercussions importantes sur leurs proies et leurs prédateurs, bien que ces interactions ne soient pas bien étudiées.

D’un point de vue écologique, le narval est un maillon essentiel de la chaîne trophique de l’Arctique entre les poissons, tels que la morue polaire (ou saïda franc; Boreogadus saida) et le flétan du Groenland (ou flétan noir; Reinhardtius hippoglossoides), et l’humain ou l’épaulard. Il se distingue également par sa capacité à vivre dans les eaux arctiques glaciales et à plonger à de grandes profondeurs. C’est la seule baleine adaptée aux glaces de l’Arctique à ne pas avoir une aire de répartition circumpolaire. Il s’agit également d’une espèce clé qui utilise le détroit de Lancaster, site de l’aire marine nationale de conservation (AMNC) Tallurutiup Imanga. Le narval suscite un vif intérêt de la part du public en raison de son habitat isolé et de sa défense spiralée unique, utilisée pour les sculptures et autres objets Figure 2 d’artisanat.

Répartition

Aire de répartition mondiale

Le narval est présent dans les eaux arctiques depuis la limite occidentale de l’archipel arctique canadien jusque dans la mer du Groenland et jusqu’à l’archipel de Severnaya Zemlya, dans l’est de la mer des Laptev (figure 1). On peut l’observer dans le nord, jusqu’au 82^e degré de latitude nord au moins, mais rarement au sud du 61^e degré de latitude nord (Richard, 2014). La présence occasionnelle d’individus errants a été signalée dans la mer de Beaufort (Reeves et Tracey, 1980; Reeves et al., 2014), puis vers le sud jusqu’au fleuve Saint‑Laurent (Chung, 2018; GREMM, 2022), en eaux canadiennes, et jusqu’en Grande-Bretagne et en Allemagne, en eaux européennes (Reeves et Tracey, 1980; Haelters et al., 2018). Cette aire de répartition semble être restée la même selon des mentions antérieures.

Aire de répartition canadienne

Au Canada, le narval fréquente principalement les eaux de la baie de Baffin, du détroit de Davis, du centre de l’Arctique canadien, du nord de la baie d’Hudson, du bassin Foxe et du détroit d’Hudson (figures 2 et 3). La plupart des narvals passent l’hiver dans la baie de Baffin et le détroit de Davis, entre le Canada et le Groenland, et migrent vers les eaux canadiennes pour l’été. Environ 90 % de la population mondiale totale passe l’été en eaux canadiennes. L’aire de répartition canadienne est probablement semblable à celle de l’après‑Pléistocène, mais, selon les Inuits, l’espèce étend son aire d’estivage dans le centre de l’Arctique canadien (George, 2012).

La répartition estivale du narval dépend de l’étendue de la banquise côtière, de la progression de la débâcle de la glace de mer et d’un élément d’incertitude supplémentaire dû à la présence d’épaulards (Higgins, 1968; W. Angalik, comm. pers. in Stewart et al., 1991). Cependant, les regroupements estivaux sont connus et prévisibles et constituent la base de la structure des stocks (voir Structure spatiale de la population).

Les narvals qui forment la sous‑population du nord de la baie d’Hudson passent l’été dans les eaux entourant l’île Southampton, et les groupes les plus nombreux se trouvent dans la baie Repulse, le détroit de Frozen, l’ouest du détroit de Foxe et l’inlet Lyon (Richard, 1991, 2010b; Gaston et Ouellet, 1997; DFO, 1998a; Gonzalez, 2001; Asselin et al., 2012; Watt et al., 2020). En outre, des narvals de cette sous‑population passent l’été dans la baie Wager ou dans la baie Duke of York en plus petit nombre, et sont périodiquement présents plus au sud, jusqu’à l’anse Whale (voir aussi DFO, données inédites; J. Young, MPO, Iqaluit, comm. pers., 2019, 2020). Ces individus passent l’hiver dans le détroit d’Hudson et les eaux adjacentes du détroit de Davis (Westdal et al., 2010; Elliot et al., 2013).

La plupart des individus qui passent l’hiver dans la baie de Baffin migrent vers le détroit de Lancaster pour atteindre les aires d’estivage du détroit de Barrow, du détroit de Peel, du bras Prince Regent, de l’inlet de l’Amirauté et de la région du détroit d’Éclipse (Read et Stephansson, 1976; Richard et al., 1994; NAMMCO, 2018). Le reste des individus de la sous‑population de la baie de Baffin passent l’été dans les fjords le long de l’est de l’île de Baffin ou dans la baie de Melville et à Inglefield Bredning, dans l’ouest du Groenland (Born, 1986; Born et al., 1994; Heide-Jørgensen, 1994; Bröker et al., 2019). Un individu qui a passé l’été dans l’inlet de l’Amirauté en 2009 a hiverné dans le nord du bassin Foxe (Watt et al., 2012a). On en sait beaucoup moins sur les narvals qui hivernent à Pikialasorsuaq (polynie des eaux du Nord, ou Sarvarjuaq), où les eaux sont libres toute l’année (Finley et Renaud, 1980; Richard et al., 1994), mais l’on croit qu’ils passent l’été dans les détroits de Jones et de Smith.

Zone d’occurrence et zone d’occupation

La zone d’occurrence du narval au Canada mesure environ 2 588 009 km², ce qui dépasse de loin les seuils établis. L’indice de zone d’occupation (IZO) compte environ 266 628 carrés de grille de 2 km × 2 km, ce qui donne 1 066 512 km² au Canada. La zone d’occurrence des sous‑populations de la baie de Baffin et du nord de la baie d’Hudson est d’environ 2 640 813 km² et de 450 039 km², respectivement. Leur IZO s’élève à quelque 892 660 km² et 173 852 km², respectivement, ce qui est supérieur aux seuils fixés pour ce critère.

Activités de recherche

L’aire de répartition canadienne a été déterminée à partir d’examens exhaustifs des CTA (Remnant et Thomas, 1992; Stewart et al., 1995; Gonzalez, 2001; DFO, 2011, 2016; Furgal et Laing, 2012; GN, 2012a, b; White, 2012; Oolayou, 2016a, b, c; QIA, 2019, 2021); de données sur les récoltes (Watt et Hall, 2018; Watt et al., 2019a; DFO, données inédites); de relevés aériens effectués dans l’aire d’estivage de la sous‑population du nord de la baie d’Hudson en 2008, en 2011 et en 2018 (Richard, 2010b; Asselin et al., 2012; Watt et al., 2020), de la sous‑population de la baie de Baffin en 2013 (Doniol-Valcroze et al., 2015; Charry et al., 2020) et de l’aire d’hivernage de la sous‑population de la baie de Baffin dans la polynie des eaux du Nord (Heide‑Jørgensen et al., 2013c); d’études ciblées de télémétrie satellitaire qui ont éclairé les connaissances sur les aires de répartition estivales et hivernales des deux sous‑populations (Dietz et al., 2001, 2008; Heide‑Jørgensen et al., 2002, 2003, 2013 b; Westdal et al., 2010; Richard et al., 2014; DFO, 2020a; Golder, 2019, 2020a). L’étendue de la limite ouest de l’aire de répartition estivale dans le centre de l’Arctique canadien est incertaine, de sorte qu’une combinaison de mesures de la glace et d’observations par les collectivités a été utilisée pour établir cette limite (figure 2). Dans le sud, on a étendu l’aire de répartition pour englober l’est du golfe Coronation puisque des narvals ont été signalés et capturés dans la baie Cambridge (George, 2012). Dans le chenal Parry et les îles de la Reine‑Élizabeth, la carte utilise la zone définie avec la médiane sur 30 ans pour la glace fracturée à la mi‑août (CIS, 2013). Comme les narvals munis d’une étiquette près de l’île Somerset n’ont commencé à migrer vers l’aire d’hivernage qu’à la mi‑septembre (Heide‑Jørgensen et al., 2003), ils pourraient probablement utiliser cette zone. En août 2018, l’observation de 26 narvals, dont 1 juvénile, dans le fjord Archer (Carlyle et al., 2021; Florko et al., 2021), appuie l’extension de l’aire de répartition septentrionale de l’espèce pour y inclure le fjord Archer, la baie Lady Franklin et le bassin Hall, conformément au COSEPAC (COSEWIC, 2004). L’aire d’hivernage de la sous‑population de la baie de Baffin a été fondée sur la télémétrie par satellite (Heide-Jørgensen et al., 2013b; NAMMCO, 2018; DFO, 2020a) et un polygone représentant la polynie des eaux du Nord qui suit le contour de Pikialasorsuaq (Pikialasorsuaq (polynie des eaux du Nord)). La zone estivale de la sous‑population du nord de la baie d’Hudson a été définie au moyen de CTA (voir par exemple Gonzalez, 2001) et de relevés aériens (Watt et al., 2020), tandis que la zone hivernale est fondée sur la télémétrie par satellite (Westdal et al., 2010) et des relevés aériens (Elliot et al., 2013).

Figure 2. Aire de répartition du narval au Canada et dans les eaux adjacentes (modifié d’après NAMMCO, 2018 et Hobbs et al., 2019, d’après les références citées dans le texte). Il y a deux populations : celle du nord de la baie d’Hudson (dans les tons de rouge) et celle de la baie de Baffin (dans les tons de bleu). Les stocks reconnus de la population de la baie de Baffin sont ceux de l’inlet de l’Amirauté (AI), de l’est de l’île de Baffin (EB), du détroit d’Éclipse (ES), du détroit de Jones (JS), de l’île Southampton (SI), du détroit de Smith (SS), d’Inglefield Bredning (IB) et de la baie de Melville (MB). La limite de la zone économique exclusive (ZEE) du Canada est indiquée en vert.

Habitat

Besoins en matière d’habitat

Le narval occupe un vaste territoire où il est difficile de l’observer directement durant la plus grande partie de l’année. Cependant, les CTA et la télémétrie par satellite ont révélé plusieurs aspects de ses besoins en matière d’habitat. Lorsque ces aspects sont combinés à la reconstruction du régime alimentaire, il est possible de déduire certains besoins en matière d’habitat. Pendant une bonne partie de l’année, le narval est associé à la couverture de glace de mer (Reeves et Tracy, 1980; Laidre et al., 2004, 2008). L’espèce est une grande spécialiste et vit dans une couverture de glace épaisse. Ces adaptations lui permettent d’avoir accès aux proies dans les eaux profondes lorsque les prédateurs sont absents (Reeves et Tracy, 1980; Laidre et al., 2004, 2008; Laidre et Heide-Jørgensen, 2005; Naughton, 2012). La glace offre également un refuge contre la prédation par les épaulards, qui quittent le centre de l’Arctique au moment de la formation de glace annuelle (Matthews et al., 2011).

En été, le narval préfère les eaux profondes (Finley, 1976; Kingsley et al., 1994; Richard et al., 1994; NPC, 2000; GN, 2012a; Watt et al., 2017). En effet, il utilise les zones profondes (> 500 m) du centre du détroit d’Éclipse et du bras Prince Regent (Richard et al., 1994; Watt et al., 2017) et à l’est du détroit d’Hudson (Watt et al., 2017) en hiver, ainsi que des fjords à la bathymétrie abrupte et aux eaux profondes en été (Kingsley et al., 1994; Richard et al., 1994). Les données télémétriques montrent de nombreuses plongées en eaux profondes, ce qui laisse croire à une alimentation benthique. On pense que l’utilisation d’eaux peu profondes en été sert à la mise bas, dans certaines régions, ou comme refuge contre la prédation par les épaulards (GN, 2012b). L’affinité estivale du narval pour les fronts glaciaires formés par des apports élevés d’eau douce provenant de la fonte, comme c’est le cas dans la baie Melville, à l’ouest du Groenland (Laidre et al., 2016), n’a pas été signalée en eaux canadiennes, bien qu’il puisse exister des milieux semblables.

Le narval utilise un habitat varié pendant sa migration entre les quartiers d’été et les quartiers d’hiver, au large et le long de la côte (Riewe, 1992; Dietz et al., 2001; Shuert et al., 2023). En hiver, il préfère les zones du talus continental, où la profondeur varie de 1 000 à 1 500 m et où les remontées d’eau peuvent accroître la productivité biologique (Dietz et Heide‑Jørgensen, 1995; Dietz et al., 2001; Watt et al., 2017). L’habitat d’hivernage serait déterminé par la répartition des proies et changerait selon la couverture de glace (Koski et Davis, 1994; Kenyon et al., 2018). Dans la baie de Baffin, les deux sexes ont sélectionné des zones bathymétriques correspondant à des densités plus élevées de flétans du Groenland, et cette relation s’est maintenue au cours des années où la structure de la banquise mobile était différente (Kenyon et al., 2018).

Tendances en matière d’habitat

Le narval est une espèce adaptée à la glace, de sorte que les changements du régime des glaces peuvent avoir des répercussions importantes sur les populations (Vibe, 1967). Des travaux génomiques ont révélé que les variations de l’étendue de l’habitat dans le passé coïncidaient avec d’importants changements de la taille effective de la population, dont le plus récent était une augmentation, à la suite de la hausse de la quantité d’habitat convenable après la dernière glaciation (Westbury et al., 2019; Louis et al., 2020).

Tendances de la glace de mer

Les changements de la glace de mer constituent la modification la plus étudiée de l’habitat du narval. Dans l’aire de répartition, ces changements se traduisent notamment par la perte d’étendue de la glace de mer (voir par exemple Stroeve et Notz, 2018), la prolongation des périodes d’eau libre (Laidre et al., 2018) et la variation des modèles d’écoulement glaciaire (Howell et Brady, 2019). Ces résultats concordent largement avec les observations faites par les détenteurs de CTA au Canada et au Groenland (Laidler, 2006; Dale, 2009; Nielsen, 2009; Nweeia et al., 2009, 2017; GN, 2012b; DFO, 2016; NWMB, 2016; Oolayou, 2016a, b, c; Nweeia, 2020). Ces changements pourraient poser de grands risques pour le narval, qui est spécialiste de l’habitat recouvert de glace et qui a une faible diversité génétique, susceptible de réduire le potentiel évolutif d’adaptation efficace (Laidre et Heide‑Jørgensen, 2005; Laidre et al., 2008; Williams et al., 2011, 2017; Pagano et Williams, 2021).

Des changements relatifs à la formation de la glace de mer pourraient aussi être des facteurs de risque pour le narval à cause du risque accru d’emprisonnement (GN, 2012b; Laidre et al., 2012; NWMB, 2016; Nweeia et al., 2017; Watt et al., 2019e; Nweeia, 2020). Dans toute l’aire de répartition du narval, on observe des changements dans le moment de l’englacement qui ont une incidence sur la période de migration. Ces changements indiquent que les signaux qui déclenchent la migration chez le narval pourraient ne plus correspondre au moment de la formation de la glace chaque année (Laidre et al., 2012; Shuert et al., 2022).

Tendances de la productivité de l’habitat

Parallèlement aux changements de la couverture de glace de mer, il y a eu des changements relatifs à la productivité de la baie de Baffin. Bien qu’aucune étude n’ait établi un lien entre les changements liés à la productivité océanique et le narval, il est possible qu’ils aient des répercussions importantes. La polynie des eaux du Nord (Pikialasorsuaq), par exemple, a connu une réduction de la productivité à cause de l’augmentation des apports et du mélange d’eau douce (Bergeron et Tremblay, 2014). D’autres zones pourraient connaître une productivité accrue en raison de la plus longue période libre de glace (Steiner et al., 2015).

Biologie

Cycle vital et reproduction

Les indices vitaux du narval sont incertains à cause des difficultés associées à une estimation précise de l’âge. La dentition du narval ne convient pas bien à la détermination de l’âge, car les couches de croissance des défenses des deux sexes sont difficiles à interpréter et sujettes à une résorption qui limite l’accumulation de couches à environ 15 ans; la défense des mâles, plus grande, fournit des données plus complètes, mais il faut la découper sur toute sa longueur, processus difficile et coûteux, pour voir les couches de croissance (Watt et al., 2019a). Garde et al. (2012) ont effectué des dénombrements régressifs des couches de croissance des défenses de narvals du Groenland en fonction des rapports de l’isomère L sur l’isomère D de l’acide aspartique dans le noyau cristallinien des individus afin d’estimer le taux de racémisation de l’acide aspartique. Ce taux et les données provenant des organes reproducteurs et de la longueur corporelle ont ensuite été utilisés pour évaluer les paramètres du cycle vital (Garde et al., 2015). Dans le cas des narvals de l’ouest du Groenland, l’âge à la maturité sexuelle a été estimé à 8-9 ans pour les femelles et à 12-20 ans pour les mâles; l’âge à la première mise bas, à 9-12 ans; l’âge à la première gestation, à 12,1 ans; l’âge de la femelle gestante la plus âgée, à 67,9 ans; la durée de vie maximale, à environ 100 ans; le taux de gestation, à 0,38. Hay (1984) a signalé des taux de gravidité semblables (de 0,30 à 0,38) chez les narvals de l’inlet Pond. La durée d’une génération a été estimée à 33 ans (Garde et al., 2015).

Le narval se reproduit de façon saisonnière (Best et Fisher, 1974; Hay, 1984; Hay et Mansfield, 1989). Les femelles, polyœstriennes, ovulent jusqu’à quatre fois consécutives au cours de la période de reproduction (Hay, 1984). L’accouplement a lieu du 20 mars au 19 mai, et la période de pointe se situe à la mi‑avril (Hay, 1984). On estime que la gestation dure de 14 (Best et Fisher, 1974) à 15,3 mois (Hay, 1984). Normalement, les nouveau‑nés mesurent environ 160 cm et pèsent 80 kg (Hay, 1984; Neve, 1995). En général, la mise bas a lieu en juillet ou en août (Mansfield et al., 1975; Hay, 1984; Hay et Mansfield, 1989). Toutefois, la présence de narvals nouveau‑nés dans le détroit de Lancaster le 27 mai 1986, et régulièrement par la suite ce même printemps (Cosens et Dueck, 1990), laisse penser que les périodes de reproduction et de mise bas sont soit plus longues que ce que l’on croit généralement, soit extrêmement variables d’une année à l’autre ou d’un site à l’autre. Certains Inuits ont également indiqué que le narval peut avoir des petits quel que soit le moment de l’année, ou à tout le moins, pendant toute la période printanière et estivale (DFO, 2016; GN, 2012b; Oolayou, 2016a, b; Nweeia, 2020). Les aires de mise bas importantes pour l’UD de la baie de Baffin, telles que déterminées par les Inuits, comprennent l’inlet Milne et le détroit de Tremblay (région du détroit d’Éclipse), l’inlet de l’Amirauté, le fjord Sam Ford et d’autres fjords au nord et au sud de Clyde River (est de l’île de Baffin), la baie Home (est de l’île de Baffin) et les environs de l’île Bathurst (stock estival de l’île Somerset) (GN, 2012a, b; Oolayou, 2016a, b, c; QIA, 2019, 2021). Toutefois, bien que certaines zones d’importance soient définies, les Inuits ont observé que le narval pouvait mettre bas n’importe où dans son aire de répartition estivale (DFO, 2016; GN, 2012b). Les narvals de l’UD du nord de la baie d’Hudson mettent souvent bas à l’extrémité de l’inlet Lyon (GN, 2012b).

En moyenne, les femelles adultes donnent naissance à un petit environ tous les trois ans (Hay et Mansfield, 1989; Kingsley, 1989) (il est à noter que certains Inuits indiquent un intervalle de mise bas de quatre ans; Oolayou, 2016b). Elles allaitent ensuite pendant une durée de deux à six ans (Zhao et al., 2021). La modélisation réalisée par Ellis et al. (2018), à l’aide de données sur l’activité ovarienne tout au long de la durée de vie des narvals de l’ouest du Groenland (Garde et al., 2015), a permis de calculer qu’une proportion importante (p < 0,001) des femelles de cette population vivent au‑delà de leur durée de vie reproductive. La proportion va de 0,19 pour une population à la baisse à 0,24 pour une population stable et à 0,29 pour une population en croissance. La présence de femelles plus âgées peut accroître la valeur adaptative (« fitness ») des autres membres du groupe (par exemple par la transmission de connaissances), comme il a été observé chez d’autres cétacés (par exemple l’épaulard; Brent et al., 2015).

Le taux de croissance de la population de narvals de l’ouest du Groenland a été estimé à 2,6 % d’après une matrice de projection démographique paramétrée avec les données sur la structure par âge et les taux de fécondité (Garde et al., 2015). Les estimations de la répartition par âge et du taux de survie comprenaient à la fois la mortalité naturelle et la mortalité attribuable à la chasse puisqu’il n’a pas été possible de séparer les deux. Compte tenu du faible taux de reproduction et de la longévité du narval, des taux de survie de près de 99 % pourraient être nécessaires pour empêcher le déclin de la population (Garde et al., 2015). Certains chasseurs ont observé que le système reproducteur du narval est plus rapide que celui du béluga, car les populations de narvals croissent plus rapidement (NWMB, 2016).

Les biologistes et les Inuits ne s’entendent pas sur le taux de reproduction du narval (Remnant et Thomas, 1992; Stewart et al., 1995; Gonzalez, 2001). Les taux de reproduction établis selon des données scientifiques sont fondés sur l’examen des ovaires et de l’utérus. La présence de deux classes d’âge fœtal en été indique que la période de gestation est supérieure à 12 mois et que le narval ne peut pas se reproduire annuellement, mais qu’en moyenne 20 % des femelles peuvent mettre bas tous les 2 ans (Hay, 1984). L’observation par des Inuits de femelles accompagnées de plusieurs petits, parfois d’un nouveau‑né et d’un petit d’un an ou d’un autre de deux ans, laisse croire à un intervalle de mise bas plus court (Remnant et Thomas, 1992; Thomsen, 1993; Stewart et al., 1995); la recherche visant à déterminer les liens de parenté entre les individus dans ces cas peut aider à comprendre ces observations.

L’élimination par les humains est une cause constante de mortalité directe. On a établi une corrélation entre l’augmentation de la circulation maritime et les changements importants de l’utilisation de l’habitat par le narval, mais les effets de cette corrélation sur la mortalité des populations sont incertains. Le taux de mortalité due à la prédation par l’épaulard et l’ours blanc (Ursus maritimus) est également incertain, mais pourrait être élevé (voir Lefort et al., 2020a au sujet de l’épaulard) et peut varier considérablement en fonction de la présence annuelle d’épaulards et de glace. La mortalité à grande échelle due à l’emprisonnement sous la glace peut se produire, mais elle est imprévisible. Le taux de mortalité lié à la maladie est inconnu.

Physiologie et adaptabilité

On en sait peu sur les besoins physiologiques du narval et sur sa capacité à s’adapter aux changements environnementaux. Les adaptations nécessaires à la manœuvrabilité (absence de nageoires dorsales) et à la rétention de chaleur en eaux arctiques (couche de graisse épaisse) (Werth et Ford, 2012) peuvent rendre difficile la dissipation de l’excès de chaleur corporelle attribuable à la hausse de la température de la mer, ce qui cause un stress physiologique (Chambault et al., 2020). Dans le détroit de Scoresby, à l’est du Groenland, les narvals choisissent des aires d’alimentation froides, été comme hiver, où la température varie de 0,6 à 1,5 °C à des profondeurs de 300 à 850 m (Heide-Jørgensen et al., 2020; Tervo et al., 2021a). On ne sait pas si cette niche étroite est attribuable à la concentration des proies et à la facilité avec laquelle il est possible de les attraper à ces basses températures ou aux limites de la capacité de thermorégulation du narval.

Chez l’espèce, l’adaptation aux plongées profondes et prolongées repose sur une forte proportion de muscles à contraction lente, qui favorisent l’endurance plutôt que la vitesse (Pagano et Williams, 2021). Cela pourrait rendre le narval vulnérable à la prédation et à la concurrence dans un océan qui se réchauffe. Les exigences métaboliques de la plongée pour éviter une menace perçue (par exemple épaulards, navires, impulsions sismiques, chasseurs) peuvent être 1,9 fois plus élevées que lors de plongées pour s’alimenter (Williams et al., 2020). Si les narvals ne sont pas en mesure d’effectuer les ajustements physiologiques nécessaires pour faire de longues plongées ou des descentes écoénergétiques prolongées, ce qui leur permet d’économiser de l’énergie, le coût énergétique de la plongée pourrait augmenter de 2 à 2,2 fois (Williams et al., 2022). La plongée peut épuiser rapidement les réserves d’oxygène dans les tissus et nécessiter une longue période de rétablissement après la fuite (Williams et al., 2017). Ce décalage deviendra de plus en plus important à mesure que la durée et la fréquence des menaces anthropiques et d’autres menaces augmenteront (Williams et al., 2020). Le suivi des changements de comportement de plongée et des dépenses énergétiques connexes peut être important pour évaluer les répercussions des facteurs de stress tels que les changements climatiques (Tervo et al., 2021a) et les perturbations sonores (Williams et al., 2022; Tervo et al., 2023).

La faible diversité des marqueurs génétiques examinés jusqu’à maintenant (Palsbøll et al., 1996; de March et al., 2003; Postma, 2017; Westbury et al., 2019) laisse croire que l’espèce pourrait avoir une capacité évolutive limitée face à un changement environnemental radical ou à la menace d’une maladie. Toutefois, le narval pourrait être doté d’une plasticité phénotypique et/ou comportementale en plus de sa capacité de transmission culturelle de l’information, qui facilite l’adaptation aux changements environnementaux. Cette hypothèse est étayée par les signatures isotopiques stables des défenses de narvals du nord‑ouest du Groenland, qui démontrent une plasticité surprenante de leur écologie alimentaire (Dietz et al., 2021).

Comme tous les cétacés, le narval dépend du son pour de nombreuses fonctions de son cycle vital, notamment les déplacements, la capture de proies et les interactions sociales (Southall et al., 2019). Il s’agit d’une espèce vocale qui produit une variété de sons, notamment des cris pulsés, des clics et des sifflements (Ford et Fisher, 1978; Marcoux et al., 2011a, b, 2016). On a récemment décrit chez le narval des séquences vocales, qui représentent une indication de la complexité du signal dans la communication (Walmsley et al., 2020), y compris des appels distinctifs qui maintiendraient le contact entre la mère et le baleineau (Ames et al., 2021). Le clic du narval est un signal biosonar hautement directionnel dont les intensités peuvent atteindre les 222 dB_p-p ref 1 μPa (Koblitz et al., 2016). La capacité du narval à éviter les zones où des sources de bruit anthropiques masquent ses communications et son orientation acoustique peut être limitée par sa spécialisation en matière d’habitat et sa fidélité au site (Koblitz et al., 2016). Les Inuits ont une connaissance approfondie de la sensibilité du narval au bruit, et des règles traditionnelles ont été établies pour éviter les perturbations dans les zones de mise bas (QIA, 2019, 2021).

Les sources de stress pour le narval selon les Inuits sont notamment la prédation par l’épaulard, le bruit sous‑marin associé au transport maritime et au développement industriel, la surpopulation, l’emprisonnement sous la glace, les changements climatiques et les activités de recherche (GN, 2012b; NTI, 2012; DFO, 2016; Oolayou, 2016b; NWMB, 2016; QIA, 2019, 2021). Lorsqu’ils sont stressés, les narvals présentent des taux élevés de cortisol (Watt et al., 2021). Les concentrations de cortisol dans la graisse d’individus récoltés à des fins de subsistance pendant l’été dans la région du nord de l’île de Baffin étaient significativement plus faibles (0,81 ± 0,45 ng/g [± ET]) avant l’augmentation de la circulation maritime dans l’inlet Milne associée au projet de Mary River (2000 à 2006) qu’après (2013 à 2019; 1,81 ± 0,48 ng/g [± ET]), et beaucoup plus élevées pendant un épisode d’emprisonnement hivernal (2015; 10,52 ± 0,59 ng/g [± ET]). Un suivi plus poussé est nécessaire pour comprendre quels facteurs de stress contribuent à la réponse hormonale et ce qu’ils signifient pour la valeur adaptative des individus et de la population au fil du temps (Watt et al., 2021).

Déplacements et dispersion

Les narvals présentent un cycle migratoire saisonnier prononcé, dont le moment peut varier selon l’état des glaces. Ils se déplacent généralement en groupes de moins de 25 individus lors de déplacements localisés en été (Marcoux et al., 2009), mais ils se rassemblent en concentrations de plusieurs centaines au cours de migrations dirigées au printemps et à l’automne (Koski et Davis, 1994; Richard et al., 1994). La plupart des déplacements migratoires se font à la surface, et la vitesse de nage moyenne est de 5 km/h, tant à l’horizontal qu’en plongée verticale (Heide‑Jørgensen et al., 2001).

Il existe une bonne concordance entre les sources scientifiques (voir par exemple Richard et al., 1994; Dietz et al., 2001, 2008; Heide‑Jørgensen et al., 2002, 2003, 2013b ; Westdal, 2008; Westdal et al., 2010; Watt et al., 2012a) et les CTA (voir par exemple Remnant et Thomas, 1992; Stewart et al., 1995; Furgal et Laing, 2012; GN, 2012b; White, 2012; NWMB, 2016; Oolayou, 2016a, b, c; QIA, 2019, 2021) sur le moment général et la progression de la migration des deux populations.

Des données de marquage par satellite de la sous‑population de narvals du nord de la baie d’Hudson (Westdal, 2008; Westdal et al., 2010) viennent corroborer les observations réalisées lors de relevés aériens (Richard, 1991; Koski et Davis, 1994; Watt et al., 2020) et les CTA (Gonzalez, 2001; Westdal et al., 2010; GN, 2012b). Des narvals munis d’une étiquette dans l’inlet Lyon (2005) et la baie Repulse (2006) sont demeurés dans leur habitat estival jusqu’à la fin d’octobre, ont migré vers l’est par le détroit de Frozen et le détroit d’Hudson en novembre et au début de décembre pour passer l’hiver dans une zone à l’est du détroit d’Hudson, puis sont retournés vers l’ouest par le détroit d’Hudson en juin (Westdal, 2008; Westdal et al., 2010). Des chasseurs de Naujaat (anciennement Repulse Bay) les aperçoivent à la limite de la banquise à la fin juin (Gonzalez, 2001). Les narvals de cette population ne se déplacent pas au nord de l’inlet Lyon (Richard, 1991; Gonzalez, 2001; GN, 2012b); ceux du nord du bassin Foxe sont considérés comme faisant partie de la sous‑population de la baie de Baffin (Doniol-Valcroze et al., 2015).

Les narvals de la sous‑population de la baie de Baffin se déplacent vers le nord le long de la lisière des glaces au large de la côte est de l’île de Baffin en avril et en mai (Remnant et Thomas, 1992; Stewart et al., 1995; Stewart, 2001; Heide-Jørgensen et al., 2003; Nweeia et al., 2009, 2017; GN, 2012b; Watt et al., 2012a; DFO, 2016; Oolayou, 2016a; Nweeia, 2020; QIA, 2021). Ils se déplacent ensuite vers l’ouest dans les détroits de l’est de l’île de Baffin et dans le détroit de Lancaster et les eaux adjacentes, lorsque la glace le permet, en suivant les fissures et les chenaux, généralement en juin et en juillet, pour atteindre leur habitat d’estivage dans la région du détroit d’Éclipse, de l’inlet de l’Amirauté, du bras Prince Regent, du détroit de Barrow et du détroit de Peel (NWMB, 2016; QIA, 2019, 2021). Certains individus sortent du bras Prince Regent vers le sud en traversant le détroit de Fury et Hecla pour pénétrer dans le nord du bassin Foxe (Brody, 1976; Stewart et al., 1995; GN, 2012a; Watt et al., 2012a; Golder, 2020a). Lorsque la glace de rive commence à se former, normalement en septembre ou en octobre, les narvals commencent à quitter les aires d’estivage qui jouxtent le détroit de Lancaster et les détroits de l’est de l’île de Baffin (GN, 2012b; Oolayou, 2016a, b, c). Certains individus continuent vers l’est à partir du détroit de Lancaster et se déplacent au large du sud‑est de l’île Devon vers la baie de Baffin (Koski et Davis, 1994). La plupart des narvals quittent le centre de l’Arctique vers l’est en passant par le détroit de Lancaster ou le détroit d’Éclipse, puis vers le sud le long de la côte est de l’île de Baffin, visitant bon nombre des fjords en route vers les aires d’hivernage situées dans le sud de la baie de Baffin et le nord du détroit de Davis (Dietz et al., 2001, 2008; Heide‑Jørgensen et al., 2002, 2003, 2013b; Watt et al., 2012a, 2017).

Relations interspécifiques

Prédateurs

Il est largement reconnu que l’épaulard est un prédateur du narval dans les eaux canadiennes (Reeves et Mitchell, 1988; Gonzalez, 2001; Laidre et al., 2006; Higdon, 2007; Ferguson et al., 2012; GN, 2012b; Higdon et al., 2012; NTI, 2012; DFO, 2016; Oolayou, 2016c; QWB, 2016; Nweeia et al., 2017; Lefort et al., 2020a; Nweeia, 2020; QIA, 2021), mais les taux de prédation globaux ne sont pas bien connus. Selon un modèle bioénergétique, les épaulards du nord de l’île de Baffin pourraient chasser 1 290 ± 214 narvals par année (Lefort et al., 2020a). La présence d’épaulards est à la hausse dans la région (Higdon et Ferguson, 2009; DFO, 2011; Higdon et al., 2012, 2014; NWMB, 2016; Oolayou, 2016c; QWB, 2016; Lefort et al., 2020b; Nweeia, 2020), et la pression de prédation exercée sur le narval pourrait également augmenter (GN, 2012b; QIA, 2021).

Outre la mortalité directe, la présence d’épaulards entraîne des réactions comportementales de la part des narvals. En présence d’épaulards, les narvals fuient et se cachent dans la banquise (lorsqu’il y en a une) ou dans les eaux peu profondes près de la côte (Reeves et Mitchell, 1988; Gonzalez, 2001; Laidre et al., 2006; Higdon, 2007; Ferguson et al., 2012; Higdon et al., 2012; Westdal et al., 2013; NWMB, 2016; Breed et al., 2017). Ce comportement, bien connu des Inuits, est appelé « aarlirijuk » (« peur des épaulards ») dans le dialecte inuktitut du sud de l’île de Baffin (NWMB, 2000). Les narvals respirent alors sans bruit pour éviter d’être détectés et cessent toute vocalisation aussitôt qu’un épaulard s’approche (Ford, 1987). Leur peur est telle qu’ils ignoreront alors les humains (Gonzalez, 2001; Westdal et al., 2013). En 1999, les épaulards ont entraîné un grand nombre de narvals dans les eaux peu profondes près de Naujaat (Repulse Bay) (Gonzalez, 2001), ce qui a permis aux Inuits de faire des prises exceptionnelles. Breed et al. (2017) ont fait un suivi synchronisé des déplacements des épaulards et des narvals par télémétrie satellitaire dans l’inlet de l’Amirauté. Un modèle espace‑état des changements et une série de modèles à effets mixtes ont montré que la présence d’épaulards avait un effet important sur le comportement et la répartition des narvals. Lorsque les épaulards se trouvaient à environ 100 km, les narvals munis d’une étiquette se sont rapprochés de la rive et l’ont modifié leurs déplacements. En outre, ces effets ont persisté pendant toute la période de 10 jours pendant laquelle les épaulards étaient présents (Breed et al., 2017). Les aires d’estivage importantes du narval (inlets, fjords) offrent un refuge contre les épaulards, et la présence de ces derniers influe sur les déplacements, le comportement, le niveau de stress et la période de migration du narval (GN, 2012a, b; NTI, 2012; NWMB, 2016; Oolayou, 2016c; QIA, 2019, 2021; Nweeia, 2020). Ces stratégies non létales contre les prédateurs, comme la fuite et l’arrêt de l’alimentation, entraînent des coûts énergétiques et des occasions d’alimentation manquées (Miller et al., 2022). Les chasseurs inuits disent aussi avoir vu plus de narvals blessés par des attaques d’épaulards au cours des dernières années (GN, 2012b; Oolayou, 2016c). Des effets synergiques sont également possibles, car la présence accrue d’épaulards peut amener les narvals à rester plus longtemps dans leurs aires d’estivage à l’automne, ce qui augmente le risque d’emprisonnement sous la glace (Oolayou, 2016b, c). On ignore les effets à long terme de la présence accrue d’épaulards sur la mortalité, la répartition et le comportement des narvals.

L’ours blanc peut tuer des baleineaux du narval (Kingsley, 1990), s’attaquer aux narvals échoués (Smith et Sjare, 1990) et récupérer les carcasses provenant de la chasse de subsistance des Inuits (Galicia et al., 2015, 2016). Les chasseurs ont décrit des cicatrices de griffes parallèles dues à des attaques d’ours infructueuses sur le dos, les flancs et la queue de narvals (Kingsley, 1990; Stewart et al., 1995). Les taux de prédation semblent faibles, mais les chasseurs de certaines collectivités constatent également une augmentation du nombre de narvals portant des cicatrices d’ours blancs (Oolayou, 2016c). La laimargue atlantique (Somniosus microcephalus) se nourrit de carcasses de narvals, mais l’on ne sait pas si elle en fait également une proie active (Beck et Mansfield, 1969); Stewart et al., 1995). On a également observé des morses de l’Atlantique (Odobenus rosmarus rosmarus) se nourrissant de narvals morts (Gray, 1929).

Maladies et parasites

On en connaît peu sur les maladies du narval et sur la réaction de ce dernier aux agents pathogènes (Murray et al., 1995; Nielsen et al., 2000). Il existe cependant des préoccupations entourant les espèces de l’Arctique à cause des changements climatiques et de l’exposition accrue aux espèces méridionales qui se déplacent vers le nord (Bradley et al., 2005; Burek et al., 2008; Davidson et al., 2011; Sanderson et Alexander, 2020). Des analyses des anticorps du narval ont révélé une exposition aux Brucella spp. (5 sur les 77 individus testés : Nielsen et al., 2001a). Un narval infecté par un alpha‑herpèsvirus a été capturé vivant pendant un marquage dans le détroit de Tremblay (nord de l’île de Baffin) (Nielsen et al., 2023). On ne connaît pas la prévalence ni les effets de ce virus sur la santé du narval. Lors des relevés du narval effectués dans l’Arctique canadien, aucun individu n’a obtenu un résultat positif pour l’influenza de type A (Nielsen et al., 2001b) ou le morbillivirus (Nielsen et al., 2000). Ces virus, ou virus de la même famille, ont causé des mortalités chez d’autres cétacés et pourraient s’étendre dans l’Arctique, et l’absence d’anticorps pourrait indiquer que le narval est un hôte n’ayant jamais été infecté et donc à plus grand risque (Nielsen et al., 2004). Les Inuits ont observé que la graisse de narval présente plus souvent des sections jaunes et malsaines que par le passé, mais les raisons de ce phénomène ne sont pas connues (GN, 2012a).

Le narval est l’hôte de plusieurs endoparasites et ectoparasites. On a trouvé cinq espèces d’endoparasites chez le narval qui infectent les sinus de l’oreille moyenne (n = 1), le tube digestif (n = 3) et les poumons (n = 1) (Hay et Mansfield, 1989). Deux espèces d’ectoparasites, dont les poux de baleine (amphipodes; Cyanus spp.), infestent le pli cutané à la base de la défense ainsi que les blessures sur le corps (Porsild, 1922; Hay et Mansfield, 1989).

Nutrition et interactions interspécifiques

La modélisation de la niche alimentaire à l’aide d’isotopes stables montre que les narvals de la baie de Baffin, du nord de la baie d’Hudson et de l’est du Groenland présentent des différences importantes sur le plan alimentaire (Watt et al., 2013). Selon ces données, les différences de comportement de plongée entre les individus de ces régions correspondraient à leurs différences de régime alimentaire (Watt et al., 2015). Les profils isotopiques de la dentine indiquent des différences entre les sexes et une variabilité entre les individus pour ce qui est de l’utilisation des ressources (Zhao et al., 2022).

Les analyses du contenu stomacal montrent que les narvals de la baie de Baffin se nourrissent d’une variété de poissons et d’invertébrés, et que leurs principales proies sont le flétan du Groenland, la morue polaire, la saïda imberbe (Arctogadus glacialis) et l’encornet atlantoboréal (Gonatus fabricii) (Finley et Gibb, 1982; Hay et Mansfield, 1989; Laidre et Heide‑Jørgensen, 2005). Les chasseurs inuits ont fait des observations semblables sur la composition en espèces proies et l’ont aussi trouvé de l’ogac (ou morue ogac ou morue du Groenland; Gadus ogac) et de l’omble chevalier (Salvelinus alpinus) dans l’estomac de narvals (Remnant et Thomas, 1992; Thomsen, 1993; Stewart et al., 1995; GN, 2012a, b; NTI, 2012; NWMB, 2016; Oolayou, 2016c). La composition de l’alimentation du narval varie selon la saison et la région, probablement en fonction de ses préférences alimentaires et de la disponibilité saisonnière et géographique des proies (Neve, 1995; GN, 2012b; NTI, 2012; NWMB, 2016). Si l’on se fie aux bourdonnements, qui marquent la phase finale de la capture de proies (Blackwell et al., 2018), et les habitudes de nage relativement fluides qui suivent, les narvals qui s’alimentent de calmars peuvent les ingérer par aspiration buccale (Ngô et al., 2021).

Les narvals du nord de la baie d’Hudson présentaient des concentrations d’isotopes stables qui laissent entrevoir une alimentation principalement benthique (par exemple crevettes), ce qui concorde avec l’habitat relativement peu profond qu’ils occupent (Watt et al., 2013). Les Inuits de Naujaat ont observé plusieurs proies du narval, dont la morue polaire, qui est la principale source de nourriture, et d’autres espèces comme les crevettes, les palourdes et les petits poissons (Gonzalez, 2001; GN, 2012b). Les isotopes stables provenant de tissus mous ont indiqué une variation saisonnière du régime alimentaire du narval du nord de la baie d’Hudson (Watt et Ferguson, 2015), tandis que les isotopes stables et le mercure provenant des défenses ont fourni des données probantes indiquant une variation à long terme (1962 à 2010) du régime alimentaire du narval du nord‑ouest du Groenland (Dietz et al., 2021).

Les interactions entre le narval et les autres espèces susceptibles de partager la même nourriture et le même habitat que lui sont peu connues. La préférence du narval pour l’habitat d’eau profonde le sépare effectivement du béluga durant une grande partie de l’été. Par contre, on sait que des narvals se joignent à de grands rassemblements de bélugas, de phoques du Groenland (Pagophilus groenlandicus) et à d’oiseaux de mer pour s’alimenter de morues polaires, qui sont occasionnellement rabattues dans des eaux peu profondes à la fin de l’été (Finley et Gibb, 1982; Welch et al., 1993).

Le narval se nourrit abondamment de morues et de flétans du Groenland, mais l’on ignore dans quelle mesure son alimentation dépend de ces espèces. Selon Watt et al. (2013), la population de la baie de Baffin dépend fortement d’un nombre réduit d’espèces se trouvant à des niveaux trophiques généralement plus élevés (par exemple flétan duGroenland) que les autres populations. Cette niche étroite peut indiquer que la compétition intraspécifique n’était pas assez forte pour limiter les ressources. Les niches différentes des narvals de ces trois aires (Watt et al., 2013) et la plasticité temporelle de l’écologie alimentaire des individus (Dietz et al., 2021) portent à croire que l’espèce serait en mesure d’élargir sa niche alimentaire dans un contexte climatique et environnemental changeant. Les différences entre les sexes sur le plan de l’écologie de l’alimentation pourraient être propres à la population et attribuables à la compétition intraspécifique et interspécifique (Louis et al., 2021).

Taille et tendances des populations

Activités et méthodes d’échantillonnage

La taille des deux sous‑populations canadiennes de narvals et des différents « stocks d’été » de gestion, tels qu’ils sont définis par le MPO (Richard, 2010a, b; DFO, 2015, 2020a), est estimée à partir de relevés aériens. De une à cinq estimations sont disponibles pour les différentes zones de gestion. Higdon et Ferguson (2017) ont compilé une base de données réunissant 22 relevés aériens de narvals effectués de 1975 à 2013, en se fondant sur des publications scientifiques évaluées par des pairs et des rapports techniques gouvernementaux dont l’objectif principal était l’estimation de l’abondance. Tous les relevés récents corrigent les biais de disponibilité et de perception et représentent les estimations les plus complètes disponibles à ce jour, mais les différences dans les méthodes de relevé et d’analyse de même que les changements dans la couverture des relevés empêchent une évaluation rigoureuse des tendances. Il existe également de nombreuses CTA sur l’abondance du narval et les changements de l’abondance au fil du temps (voir par exemple GN, 2012b; NTI, 2012; NWMB, 2016; Oolayou, 2016a, b, c; QIA, 2019, 2021; Nweeia, 2020). Les Inuits se sont dits préoccupés par le fait que des facteurs comme la présence croissante des épaulards, qui modifie le comportement et les déplacements des narvals, ne sont pas suffisamment pris en compte dans les estimations fondées sur des relevés (NWMB, 2016; QWB, 2016; Nweeia, 2020).

Abondance

L’estimation la plus récente de l’abondance mondiale du narval, réalisée par la North Atlantic Marine Mammal Commission (NAMMCO, 2018), est de 172 297 individus répartis dans 10 des 12 stocks qu’elle reconnaît (aucune donnée n’est disponible pour les unités du nord‑est du Groenland et du Svalbard‑nord‑ouest de l’Arctique russe) (voir également Hobbs et al., 2019; Reeves et Lee, 2020). Ce nombre comprend les sept stocks estivaux canadiens reconnus par le MPO, qui constituent la plus grande partie (environ 90 %) de la population mondiale. Les dix estimations fondées sur des relevés ont été corrigées pour tenir compte des biais de perception et de disponibilité. En supposant que les individus matures représentent 58 % de la population (Taylor et al., 2007), la taille de la population mondiale serait de 99 932 adultes matures (sans compter les 2 stocks mondiaux n’ayant pas fait l’objet d’un relevé).

Sous‑population du nord de la baie d’Hudson

Les narvals du nord de la baie d’Hudson, que le MPO gère comme un seul stock, ont fait l’objet d’un dernier relevé en 2018, lors duquel on a obtenu une estimation entièrement corrigée de 19 232 individus (CV = 0,278, IC à 95 % = 11 257 à 32 856; Watt et al., 2020; voir le tableau 1) (13 655 adultes). L’abondance du narval dans cette région a augmenté depuis les années 1980, mais elle semble être en train de se stabiliser (Biddlecombe et Watt, 2022).

^a En août 2016, un relevé photographique aérien du stock estival du détroit d’Éclipse a été réalisé, et l’on a obtenu une estimation entièrement corrigée de 12 039 individus (CV = 0,23; IC à 95 % = 7 768 à 18 660) (Marcoux et al., 2019). Le regroupement de l’inlet de l’Amirauté n’a pas fait l’objet d’un relevé simultané. Des relevés commandités par l’industrie en 2019, en 2020 et en 2021 ont permis de noter des déclins continus (et importants) de l’abondance du narval dans le détroit d’Éclipse, et l’estimation de l’abondance de l’inlet de l’Amirauté en 2021 était statistiquement plus élevée que les années précédentes (Golder, 2020b, 2021; BIMC, 2022). Des relevés commandités par l’industrie en 2022 ont permis d’établir une augmentation de l’abondance du narval dans le détroit d’Éclipse par rapport à 2021 et aux années précédentes, mais les chiffres demeuraient encore beaucoup plus bas que les estimations de 2016 et d’avant (WSP, 2023).

^b Le total de l’UD de la baie de Baffin exclut deux stocks (Inglefield Bredning et baie Melville) qui ont passé l’été dans les eaux de l’ouest du Groenland. En ajoutant ces deux stocks d’été, la taille totale de l’UD est de 172 297 narvals.

Population de la baie de Baffin

Un relevé exhaustif à grande échelle des narvals de la baie de Baffin a été réalisé en 2013, dans le cadre duquel on a visé les six zones de regroupement estival de la population (DFO, 2015; Doniol‑Valcroze et al., 2015). Le nombre d’individus par stock variait d’environ 10 500 (baie Éclipse) à près de 50 000 (île Somerset), avec un total pour la sous-population de la baie de Baffin (portion canadienne seulement) d’environ 142 000 individus (IC à 95 % = 104 700-192 300) (tableau 1) (ou un peu plus de 82 000 adultes en supposant que 58 % sont matures; Taylor et al., 2007). Ce nombre est plus élevé que les estimations précédentes (voir l’examen dans DFO, 2013), mais la couverture des relevés était également plus grande, et il est difficile de déterminer des tendances (voir ci‑dessous et l’annexe 1). Le MPO a effectué un autre relevé dans le détroit d’Éclipse en 2016 (Marcoux et al., 2019), et des relevés commandités par l’industrie ont été effectués dans les zones de regroupement des stocks du détroit d’Éclipse et de l’inlet de l’Amirauté chaque année de 2019 à 2022 (tableau 2)(Golder, 2020b, 2021, 2022; WSP, 2023) (voir ci‑dessous au sujet des tendances). Des représentants inuits de Pond Inlet et d’ Arctic Bay ont indiqué au MPO que les narvals sont nombreux dans les deux secteurs, et plus particulièrement dans l’inlet de l’Amirauté (White, 2012; voir plus loin les tendances divergentes). Les narvals de la composante de l’île de Baffin Est (c.‑à‑d. le stock) de la population de la baie de Baffin sont particulièrement abondants dans la baie Home pendant la saison des eaux libres (GN, 2012a, b.; White, 2012; Oolayou, 2016a).

Fluctuations et tendances

Il n’est pas possible de générer de bonnes estimations des stocks de narvals de la baie de Baffin et de la baie d’Hudson avant la chasse commerciale à la baleine à partir des données historiques sur les prises (Mitchell et Reeves, 1981; Reeves, 1992a; Stewart, 2008). Les premiers relevés du narval ont été effectués au milieu des années 1970 dans l’inlet de l’Amirauté (Fallis et al., 1983), et les relevés d’autres stocks ont commencé plus tard (années 1980 pour les composantes du détroit d’Éclipse et de l’île Somerset de la population de la baie de Baffin et pour la population du nord de la baie d’Hudson; voir le tableau 1 et Higdon et Ferguson, 2017). La population de l’est de l’île de Baffin (sous‑population de la baie de Baffin) n’a fait l’objet que de deux relevés, et ce, pas avant le début des années 2000. Les détroits de Smith et de Jones ont fait l’objet d’un premier relevé en 2013, et l’on ne dispose que d’une seule estimation (tableau 1). Compte tenu de l’historique relativement court des relevés, il est impossible d’évaluer les tendances sur 3 générations (environ 99 ans). La NAMMCO (2018) (voir également Hobbs et al., 2019) a résumé les tendances possibles de chaque stock à l’aide de l’information disponible, et ces tendances sont reproduites dans le tableau 1. L’annexe 1 présente une description plus détaillée des données des relevés et des CTA indiquant les tendances démographiques des différents stocks. Dans l’ensemble, l’abondance du narval au Canada semble stable, mais elle est considérablement incertaine dans le cas de certains stocks et possiblement à la hausse dans le cas du stock de l’île Somerset.

Immigration de source externe

Une immigration de narvals au Canada pourrait se produire à partir des populations d’Inglefield Bredning ou de la baie Melville, qui passent l’été dans l’ouest du Groenland, mais l’hiver dans les mêmes secteurs de la baie de Baffin. Cependant, ces stocks, relativement petits et exposés aux mêmes menaces que les narvals canadiens, ne seront donc pas en mesure d’assurer une immigration de source externe. Rien n’indique que des individus quittent l’est du Groenland, qui abrite une population distincte, pour atteindre les eaux canadiennes plus à l’est (Heide‑Jørgensen et al., 2015).

Menaces et facteurs limitatifs

Au Canada, les populations de narvals peuvent être menacées par les activités humaines, comme la chasse, la navigation commerciale liée à l’exploitation de ressources non renouvelables, le tourisme, les exportations de ressources renouvelables, les pêches et les contaminants environnementaux. Certaines de ces activités sont facilitées par les changements climatiques. Les effets de certaines de ces menaces sont atténués par les habitudes de vie en eaux profondes de l’espèce et par sa vaste aire de répartition. Certaines zones de la banquise au large des côtes et d’autres régions de l’Arctique, par exemple, ne sont pas accessibles aux chasseurs ou à la navigation commerciale. Cette situation pourrait toutefois changer au cours de la prochaine décennie. En effet, il est prévu que le trafic maritime passant par le détroit d’Hudson et la baie de Baffin‑détroit d’Éclipse s’intensifiera à cause de l’exploitation minière et de l’accès aux ressources non renouvelables. La circulation maritime devrait également augmenter dans l’est de l’Arctique canadien sous l’effet des changements climatiques. On ne sait toujours pas si les narvals qui passent l’été dans des zones isolées servent de réserve pour ceux qui se trouvent dans des zones plus accessibles, où ils sont plus vulnérables à la disparition. Le narval n’est considéré ni comme un compétiteur direct de l’humain pour l’obtention de ressources ni comme une menace physique.

Menaces

Le narval est vulnérable aux effets cumulatifs de diverses menaces, particulièrement la chasse, le transport maritime et les changements climatiques. Ces menaces sont énumérées ci‑dessous par ordre décroissant de gravité, d’après le système unifié de classification des menaces proposé par l’Union internationale pour la conservation de la nature et le Partenariat pour les mesures de conservation (UICN‑CMP; selon Salafsky et al., 2008). L’impact global des menaces est moyen pour chaque sous‑population (voir l’annexe 2 pour de plus amples renseignements).

1. Pollution (menace 9 de l’UICN) – impact moyen
2. Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (menace 1 de l’UICN) – impact moyen-faible
3. Utilisation des ressources biologiques (menace 5 de l’UICN) – impact faible
4. Corridors de transport et de service (menace 4 de l’UICN) – impact négligeable
5. Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (menace 8 de l’UICN) – impact négligeable
6. Production d’énergie et exploitation minière (menace 3 de l’UICN) – impact négligeable
7. Intrusions et perturbations humaines (menace 6 de l’UICN) – impact inconnu
8. Modifications des systèmes naturels (menace 7 de l’UICN) – impact inconnu

Autres facteurs limitatifs pertinents :

1. Les épaulards sont considérés comme un facteur limitatif.

Menace 9 de l’UICN, pollution (impact moyen)

Polluants atmosphériques (menace 9.5 de l’UICN)(impact faible)

Des concentrations élevées de cadmium et de mercure ont été décelées dans les tissus de narvals prélevés au Canada et au Groenland (Wagemann et al., 1983, 1996, 1998; Hansen et al., 1990). Ces métaux s’accumulent dans les tissus mous à fur et à mesure de la croissance des individus, mais le manque de données sur l’âge et la petite taille des échantillons rendent difficile la détermination des tendances de l’accumulation dans le temps et dans l’espace. Compte tenu de ces limites, les concentrations de cadmium dans les tissus de narvals prélevés dans l’inlet Pond ne semblent pas avoir changé au cours de la période de 1978 à 1979 à 1992 à 1994, mais les concentrations totales de mercure dans les muscles, le foie et les reins pourraient avoir augmenté (Wagemann et al., 1996). Les effets des différences d’âge et d’alimentation et la contribution du mercure anthropique n’ont pas pu être mesurés. Sonne et al. (2013) ont observé des lésions hépatiques et rénales chez des narvals du nord‑ouest du Groenland et l’ont émis l’hypothèse selon laquelle la contamination par le mercure pourrait avoir été un facteur contributif, en particulier pour ce qui est des lésions rénales. Des inquiétudes ont été exprimées quant au risque de lésions rénales chez le narval à cause des concentrations élevées de cadmium et au risque pour la santé humaine lié à la consommation de maqtaaq et de viande contenant des concentrations élevées de mercure (Wagemann et al., 1996, 1998).

Les dépôts de mercure dans les couches de dentine de dix défenses de narval du nord‑ouest du Groenland ont augmenté de façon log‑linéaire de 1962 à 2010 (Dietz et al., 2021). Une hausse inattendue de ces concentrations au cours des dernières années pourrait avoir été causée par l’augmentation des émissions de mercure ou par une plus grande biodisponibilité dans un Arctique plus chaud et libre de glace.

En 1982‑1983, la graisse et le foie de narvals recueillis dans l’inlet Pond ont fait l’objet d’analyses visant à déterminer la présence de pesticides organochlorés (DDT, chlordane, camphènes polychlorés [PCC], dieldrine, hexachlorocyclohexanes [∑HCH], mirex), de congénères polychlorobiphényles (PCB) et de chlorobenzènes (∑CBz) (Muir et al., 1992). Les concentrations moyennes de ∑PCB étaient de 6 à 15 fois inférieures à celles des dauphins de la côte est du Canada et des bélugas de l’estuaire du Saint‑Laurent, respectivement, tandis que les concentrations de PCC étaient de 4 à 2 fois inférieures et que les teneurs en ∑HCH, en dieldrine et en ∑CBz différaient d’un facteur de moins de 2. Le profil de ces contaminants dans les tissus laisse croire que les narvals sont proportionnellement exposés des teneurs accrues en composés volatils, probablement par l’intermédiaire du transport sur de grandes distances, et qu’ils peuvent donc être moins aptes à métaboliser certains de ces composés que les odontocètes vivant plus près des sources de ces contaminants. On n’a établi aucune tendance temporelle en ce qui concerne l’accumulation de contaminants organochlorés chez le narval.

Apports excessifs d’énergie (menace 9.6 de l’UICN) (impact moyen)

Pollution sonore (menace 9.6.3 de l’UICN)

Le bruit peut notamment perturber les mammifères marins, masquer les sons qu’ils émettent et leur causer des blessures acoustiques (Southall et al., 2019). À l’exception des bruits forts générés par la glace de mer en saison, le bruit ambiant est très réduit dans les eaux de l’Arctique; celles-ci sont en effet généralement beaucoup plus silencieuses que les autres eaux (Halliday et al., 2020). La capacité à entendre et à produire des sons de manière efficace est cruciale pour le narval, qui peut être particulièrement sensible au bruit (GN, 2012b; NTI, 2012; Heide‑Jørgensen et al., 2013a; DFO, 2016, 2019e; NWMB, 2016; QWB, 2016; QIA, 2019, 2021; Tervo et al., 2023); l’espèce réagit aux brise‑glaces même à des distances où le niveau sonore reçu est faible (Finley et al., 1990; Cosens et Dueck, 1993; Finley et Greene, 1993). Les narvals de l’est du Groenland ont réagi aux perturbations causées par le bruit des navires et aux impulsions des canons à air comprimé à des distances supérieures à 40 km de la source du son (Tervo et al., 2021b, 2023). Les comportements normaux de plongée et d’alimentation ont diminué de 50 à 75 % à des distances où le niveau sonore reçu des navires (seuls ou avec canons à air produisant des impulsions) était inférieur au bruit de fond (Tervo et al., 2023). Hauser et al. (2018) ont évalué la vulnérabilité de 80 sous‑populations de 7 espèces de mammifères marins de l’Arctique à la circulation maritime pendant la saison sans glace, et le narval a été classé comme le plus vulnérable aux répercussions des navires à cause de son exposition et de sa sensibilité élevées. Les régions arctiques présentant des goulots d’étranglement géographiques, par exemple l’est de l’Arctique canadien, se caractérisent par une vulnérabilité de deux à trois fois plus élevée que les régions plus éloignées, car ces goulots (par exemple détroit de Lancaster, détroit d’Hudson) sont des voies par lesquels le trafic maritime et les mammifères marins migrateurs doivent obligatoirement passer (Hauser et al., 2018). Il y a chevauchement des signaux de communication des narvals et des bruits de navigation dans la plage de 300 Hz à 10 kHz (DFO, 2019e), ce qui signifie que le bruit des bateaux peut masquer les vocalisations des narvals, y compris la communication entre la mère et son baleineau (Ames et al., 2021). D’après des études sur le béluga, espèce étroitement apparentée, le narval pourrait compenser le masquage associé au bruit en modifiant la fréquence de ses appels ou en réduisant le taux de ses appels, ce qui pourrait avoir une incidence sur l’efficacité de la communication (Lesage et al., 1999; Halliday et al., 2019). Enfin, le bruit du battage de pieux et d’autres activités associées à la construction de ports, y compris des ports pour petites embarcations, peut perturber le narval.

Menace 11 de l’UICN, changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (impact moyen-faible)

Déplacement et altération de l’habitat (menace 11.1 de l’UICN)

Une réduction de la couverture et de la durée de la glace de mer a été observée dans toute l’aire de répartition du narval (Laidre et al., 2015). Les effets des changements climatiques sur les populations de narvals suscitent de grandes préoccupations, et plusieurs articles ont laissé entendre que l’espèce était très sensible aux changements de la couverture de glace de mer causés par les changements climatiques (Laidre et al., 2008; Kovacset al., 2011; Chambault et al., 2020, 2022). Les Inuits ont observé des changements importants dans le climat de l’Arctique, en particulier en ce qui concerne la glace de mer, soit une débâcle plus hâtive au printemps et un gel plus tardif en automne, ainsi qu’une réduction de la banquise côtière (DFO, 2011, 2016; GN, 2012b; NWMB, 2016; Oolayou, 2016a, b, c; Nweeia et al., 2017; Nweeia, 2020). L’amincissement de la glace pourrait être un facteur de changement de l’aire de répartition du narval, ce dernier restant plus longtemps près des collectivités avant de migrer vers les aires d’hivernage (Oolayou, 2016a). Les données de suivi par satellite recueillies dans l’Arctique canadien prouvent, au cours des 21 dernières années, que le moment de la migration automnale a été retardé de 10 jours par décennie, les mâles partant en premier, et les femelles, possiblement accompagnées de jeunes qui dépendent encore d’elles, quittant plus tard (Shuert et al., 2023). Cependant, il existe également des incertitudes quant à la façon dont le narval pourrait s’adapter aux conditions changeantes, car certaines recherches indiquent que son alimentation est plus souple qu’on ne le croyait auparavant (Watt et al., 2013). Les changements climatiques pourraient modifier la répartition, la durée et la qualité de la couverture de glace saisonnière dans l’Arctique et, par conséquent, changer la répartition et la densité des proies associées à la glace (Tynan et DeMaster, 1997). La glace de mer joue un rôle important dans la répartition des prédateurs du narval. En effet, les épaulards évitent d’entrer dans certaines zones (Higdon et Ferguson, 2009) ou partent lorsque la glace se forme à l’automne (Matthews et al., 2011). La réduction de la couverture ou de la durée de la couverture de glace rend le narval plus vulnérable à la prédation par l’épaulard (Higdon et Ferguson, 2009) et à la récolte (Nielson, 2009). Les changements relatifs à la formation de la glace de mer pourraient mener à une augmentation de la fréquence des emprisonnements sous la glace (Laidre et al., 2012).

Le réchauffement des eaux de l’Arctique, causé par la fonte des glaces et l’augmentation du rayonnement solaire, entraîne plusieurs répercussions qui pourraient toucher le narval. Les changements observés dans les principaux courants océaniques (Hu et al., 2020) et les modifications connexes de la répartition des espèces concurrentes (voir la menace 8.1 de l’UICN, espèces ou agents pathogènes exotiques [non indigènes] envahissants) sont préoccupants. La boréalisation rend les eaux de l’Arctique plus propices aux compétiteurs provenant des eaux tempérées, comme cela a été observé chez des espèces de poissons (Fossheim et al., 2015). Des eaux plus chaudes pourraient également accroître les coûts énergétiques des espèces adaptées aux eaux froides, comme le narval (Williams et al., 2011, 2020; Pagano et Williams, 2021). La glace peut également offrir aux narvals un refuge contre les tempêtes (Kovacs et al., 2011; voir la menace 11.4 de l’UICN, tempêtes et inondations). Dans le centre‑est et le sud‑est du Groenland, une corrélation a été établie entre la hausse de la température de la mer et la diminution de l’abondance du narval (Chambault et al., 2020, 2022).

L’augmentation des concentrations atmosphériques de CO₂ et le réchauffement des eaux ont entraîné plusieurs autres répercussions qui pourraient menacer le narval (menace 11.5 de l’UICN, autres impacts). Il existe une corrélation entre l’augmentation des teneurs en CO₂ et la hausse de l’acidification des océans (Terhaar et al., 2020). Cette dernière pourrait toucher les espèces proies à exosquelette minéralisé (diatomées), ce qui aurait des effets écologiques en cascade (Moore et al., 2014). On sait également que l’acidification augmente la propagation du son (Ilyina et al., 2010) et amplifie donc les répercussions d’autres menaces liées aux changements climatiques qui augmentent les niveaux de bruit sous‑marin (voir les menaces 3.1, forage pétrolier et gazier, et 4.3, voies de transport par eau).

Menace 5 de l’UICN, utilisation des ressources biologiques (impact faible)

Pêche et récolte de ressources aquatiques (menace 5.4 de l’UICN)

Chasse

Les activités de chasse constituent probablement le facteur limitatif ou la menace la plus constante pour les populations de narvals au Canada. Les résidents inuits de 13 collectivités chassent les narvals de la sous‑population de la baie de Baffin, tandis que les narvals de la baie d’Hudson sont principalement chassés par les résidents de Naujaat (anciennement Repulse Bay) et parfois par les résidents de 8 ou 9 autres collectivités (tableau 3, figure 3). À cause de leurs déplacements saisonniers, la plupart des stocks de narvals en eaux canadiennes peuvent être vulnérables à la chasse dans plus d’une zone chaque année (Watt et al., 2019b, c). Le Règlement sur les mammifères marins, pris en application de la Loi sur les pêches, interdit la récolte d’un baleineau ou d’un narval accompagné d’un baleineau.

^a Les données présentées sont tirées des statistiques disponibles les plus récentes du MPO (J. Young, MPO, comm. pers., 2022), à l’exception des totaux pour la baie de Baffin de 1998 à 2000 et du total de la baie d’Hudson de 1999, qui ont été révisés à la hausse par rapport aux données de 2020 du MPO, d’après les déclarations de prises des chasseurs dans le cadre d’une étude sur la récolte des ressources fauniques au Nunavut (Priest et Usher, 2004), qui étaient plus élevées pendant l’année de récolte du MPO que celles déclarées par le MPO. On note également des écarts mineurs dans les totaux pour certaines années selon les révisions apportées par le MPO depuis la dernière mise à jour du COSEPAC (COSEWIC, 2004).

^b Les quotas totaux pour la baie de Baffin en 2001, en 2004 et en 2006 et pour la baie d’Hudson de 1998 à 2006 sont conformes aux statistiques actuelles du MPO (J. Young, MPO, comm. pers., 2022), qui sont révisées depuis environ 2006.

^c Le total pour la baie d’Hudson en 2020 ne comprend pas les 33 étiquettes de réserve du Conseil de la faune de Kivalliq qui ont été utilisées à Naujaat (Repulse Bay).

Figure 3. Quotas et prises débarquées de narvals des populations de la baie de Baffin et de la baie d’Hudson dans les eaux canadiennes de 1977 à 2020 (voir les données et les sources au tableau 3). Les quotas comprennent les limites de débarquement imposées par les organismes de réglementation et de gestion communautaire; les étiquettes non utilisées qui peuvent être reportées à l’année suivante sont incluses dans les totaux, mais pas les étiquettes de réserve.

Le nombre réel de narvals abattus au cours de ces chasses est plus élevé que le nombre de débarquements, mais il demeure inconnu parce que peu de données ont été recueillies sur le nombre d’individus abattus et perdus. Ces pertes varient en fonction du lieu, des conditions météorologiques, de l’expérience du chasseur et du type de chasse (par exemple sur la lisière de la banquise, dans des fissures dans la glace ou en eaux libres).

Richard (2008) a estimé le nombre global d’individus abattus et perdus en se fondant sur des données recueillies auprès des collectivités d’Arctic Bay, de Pond Inlet, de Kugaaruk et de Qikiqtarjuaq de 1999 à 2004, et a obtenu un facteur de correction de 1,29 (ET de 0,16). En utilisant la même approche, Watt et Hall (2015) ont calculé une estimation du nombre global d’individus abattus et perdus à partir de données recueillies à Arctic Bay, à Pond Inlet et à Kugaaruk de 2005 à 2010, ce qui a donné un facteur de correction de 1,23 (ET de 0,21). Dans l’ensemble, les taux de prises actuels semblent durables.

Compte tenu des incertitudes liées aux taux de reproduction et de survie, et de la vulnérabilité de l’espèce à la mortalité massive imprévisible causée par l’emprisonnement sous la glace, on estime avec précaution que le taux de chasse est d’environ 2 % (DFO, 1998a).

La recommandation sur le total autorisé des captures débarquées (TACD) pour les six stocks estivaux de la population de la baie de Baffin, en se fondant sur l’hypothèse de la fidélité des individus à ces stocks et sur les estimations de l’abondance du relevé de 2013, est de 1 540 narvals par année (DFO, 2015; Doniol‑Valcroze et al., 2015), soit environ 1,1 % de la population estimée. De 1977 à 1998, les prises débarquées annuelles se chiffraient en moyenne à 290 individus (CV = 0,19), et en 1999‑2020, elles sont passées à 524 (CV = 0,36) (DFO, données inédites; J. Young, comm. pers., 2022) (tableau 3; figure 3). Ainsi, dans l’UD de la baie de Baffin, les taux de prises actuels semblent durables.

La chasse ciblant les narvals de la sous‑population du nord de la baie d’Hudson est principalement pratiquée par des Inuits de la région de Naujaat (COSEWIC, 2004). La recommandation actuelle (2022) sur la récolte de narvals de la population de la baie d’Hudson est fondée sur l’estimation de l’abondance découlant du relevé aérien de 2011 de 12 485 individus (DFO, 2012; P. Hall, MPO à Winnipeg, comm. pers., mai 2022). Le prélèvement biologique potentiel (PBP) est de 201 (1,3 %), et le TACD de 157 est partagé entre le Nunavut (147) et le Nunavik (10). Les niveaux de récolte récents sont légèrement inférieurs (tableau 3; figure 3).

Des narvals ont été pris dans des filets de pêche (Mitchell, 1981), mais ce genre d’incident est peu courant et actuellement moins préoccupant que les effets de la concurrence pour la nourriture. L’établissement des zones de conservation Disko Fan, du détroit de Davis et du bassin Hatton (DFO, 2019b, 2019c, 2019d), où la pêche en contact avec le fond sera interdite, contribuera à atténuer les effets de ces pêches.

Menace 4 de l’UICN, corridors de transport et de service (impact négligeable)

Voies de transport par eau (menace 4.3 de l’UICN)

La circulation maritime dans l’Arctique canadien a presque triplé au cours de la dernière décennie (Dawson et al., 2020), et l’on s’attend à ce qu’elle continue d’augmenter, en particulier dans le passage du Nord‑Ouest, compte tenu du réchauffement climatique (Smith et Stephenson, 2013; Melia et al., 2016; Andrews et al., 2018). Les principaux facteurs de stress liés aux interactions avec la circulation maritime peuvent comprendre le bruit des navires sous l’eau, l’altération de l’habitat de glace, la mobilisation des sédiments, l’introduction d’espèces non indigènes, les déversements accidentels d’hydrocarbures et les collisions avec des navires. Leurs effets sur la répartition et l’abondance du narval ne sont pas bien connus. Cependant, une corrélation a été observée entre des concentrations élevées de cortisol chez le narval et l’augmentation du trafic maritime vers l’inlet Milne pendant le projet de mine de fer de Mary River, ce qui laisse croire que les niveaux actuels de transport contribuent au stress des narvals qui passent l’été dans le nord de l’île de Baffin (Watt et al., 2021). Les Inuits ont également fait remarquer que, depuis le début des activités d’exploitation minière et de navigation dans l’inlet Milne, la condition des mammifères marins s’est détériorée et qu’il y a un plus grand nombre de narvals considérés comme étant « maigres » et carencés en graisse (QIA, 2021). Selon les Inuits, les espèces marines sont très sensibles au bruit sous‑marin, et le narval est particulièrement sensible aux perturbations associées au transport maritime (GN, 2012b; NTI, 2012; DFO, 2016; NWMB, 2016; QWB, 2016; QIA, 2019, 2021). Les espèces migratrices comme le narval sont particulièrement vulnérables au transport maritime étant donné que les voies maritimes empruntées par les industries et les voies migratoires se chevauchent (QIA, 2021).

On s’attend à une augmentation importante de la circulation maritime au cours de la prochaine décennie vu l’exploitation minière, en particulier l’exploitation de la mine de fer de Mary River, dans le nord de l’île de Baffin, qui a l’autorisation d’exporter 18 tonnes métriques (Mt) de minerai de fer à partir de l’inlet Steensby en passant par le bassin Foxe et le détroit d’Hudson (BIMC, 2012, 2018; NIRB, 2012). Une fois établi, le transport par cette voie « sud » pourrait se poursuivre toute l’année pendant au moins 21 ans et nécessiter annuellement 102 allers‑retours de méthaniers de type Capesize spécialement conçus à cet effet (classe polaire 4 ou 5; 180 000 TPL). Ce transport maritime aura une incidence sur les narvals du nord de la baie d’Hudson, qui passent l’hiver dans le détroit d’Hudson (Elliot et al., 2013). Cela représente une augmentation importante des perturbations liées au transport maritime dans l’habitat d’hivernage des narvals du nord de la baie d’Hudson puisque peu de navires transitent actuellement par le détroit d’Hudson en hiver (par exemple les méthaniers à destination et en provenance de la baie Deception). La circulation maritime dans les principales aires d’estivage de cette population se limite généralement à quelques navires de ravitaillement des collectivités en route vers ou depuis Naujaat, et à quelques navires touristiques occasionnels.

D’autres activités de navigation à destination et en provenance de la baie d’Hudson par le détroit d’Hudson pourraient également augmenter en réponse aux besoins de réapprovisionnement (Andrews et al., 2018; Carter et al., 2019), à la reprise des expéditions régulières de céréales depuis Churchill (Franz‑Warkentin, 2019) et du tourisme (Stewart et al., 2010). Les projets de transport d’hydrocarbures par voie ferrée jusqu’à Churchill ont été suspendus en 2014 à cause de problèmes de sécurité et d’une opposition politique (Jones, 2013; McNeill, 2014; Hansen, 2018), mais la congestion des exportations a suscité de l’intérêt pour la construction d’un pipeline vers Churchill (Lambert, 2020) ou Port Nelson (Polczer, 2023), au Manitoba. La réalisation de ce plan augmenterait le risque de déversements d’hydrocarbures pour les narvals du nord de la baie d’Hudson et du détroit d’Hudson.

La société Baffinland Iron Mines Corp. est autorisée à extraire et à expédier 6 Mt de minerai de fer par année à partir de la mine de fer de Mary River par sa voie maritime « nord » (BIMC, 2023). Au cours des dernières années, les expéditions annuelles de minerai se sont chiffrées en moyenne à environ 5,4 Mt (fourchette de 4,7 à 5,9 Mt de 2019 à 2022), avec 62 à 81 allers‑retours (moyenne de 72) de méthaniers du port de l’inlet Milne vers les marchés d’outre‑mer via le détroit d’Éclipse, l’inlet Pond, la baie de Baffin,;e détroit de Davis et la mer du Labrador (BIMC, 2023). Une proposition visant à augmenter la production minière à 12 Mt/an (BIMC, 2018) a fait l’objet d’un examen réglementaire de 2015 à 2022, mais n’a pas été approuvée (BIMC, 2023). L’approbation aurait entraîné une augmentation des transits de méthaniers, une prolongation de la saison de navigation ainsi qu’une hausse des transits de remorqueurs, de brise‑glaces et de navires de ravitaillement sec et humide (BIMC, 2017b; Knight Piésold Consulting, 2019; BIMC, 2020). Le transport maritime industriel a entraîné une diminution du nombre de narvals dans la région du détroit d’Éclipse (voir également Golder, 2020b, 2021) et une augmentation connexe du nombre d’individus dans l’inlet de l’Amirauté et le long de la côte est de l’île de Baffin (GN, 2012b; NTI, 2012; DFO, 2016; NWMB, 2016; Oolayou, 2016b; QWB, 2016; QIA, 2019, 2021). Les résidents de Resolute Bay observent également plus de narvals, ce qui a été attribué à l’augmentation de la navigation dans le passage du Nord‑Ouest et peut‑être aussi à des changements de la couverture de glace et à la croissance de la population de narvals (GN, 2012b). L’augmentation de la navigation associée à l’exploitation de la mine Nanisivik dans l’inlet de l’Amirauté dans les années 1970 a entraîné le déplacement des narvals pendant l’été (NTI, 2012). Ce déplacement a été temporaire puisque les narvals sont revenus après la fermeture de la mine (NTI, 2012). Toutefois, le projet de Mary River, qui pourrait durer des dizaines d’années, a des répercussions différentes de celles qu’ont connues les Inuits pendant l’exploitation de la mine de Nanisivik, en grande partie à cause de l’augmentation de la circulation maritime (CGRFN, 2016). Le transport maritime a également influé sur le comportement des narvals, et le bruit des navires rend la chasse plus difficile. Les narvals sont plus craintifs et plus difficiles à rassembler dans les eaux peu profondes, et la chasse est plus difficile à proximité d’une circulation maritime dense (Oolayou, 2016a, b; QIA, 2019). La diminution de l’abondance du narval dans le détroit d’Éclipse a également mené à une perte d’utilisation des zones de chasse privilégiées (QIA, 2019, 2021).

À mesure que la circulation maritime augmente, les interactions avec le narval croissent également, particulièrement dans le détroit d’Hudson, la baie de Baffin, l’inlet Pond, le détroit d’Éclipse, l’inlet Milne et le passage du Nord‑Ouest. Le risque de collision avec un navire est inconnu, mais il est présumé faible. Le narval devrait être en mesure de détecter les navires qui approchent bien à l’avance, et ce, quel que soit le moment de l’année (Heide‑Jørgensen et al., 2021), mais une observation systématique des navires s’impose pour évaluer correctement cette menace.

Menace 8 de l’UICN, espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques

Espèces ou agents pathogènes exotiques (non indigènes) envahissants (menace 8.1 de l’UICN)

L’activité anthropique accrue dans le Nord (voir la menace S4 de l’UICN) et les changements écosystémiques attribuables aux changements climatiques (menace 11 de l’UICN) continueront d’accroître la menace liée aux espèces envahissantes. Ces dernières pourraient prendre la forme de nouveaux compétiteurs dans le système ou de nouveaux parasites ou maladies. Au cours des dernières années, des espèces des régions tempérées comme le rorqual à bosse (Megaptera novaeangliae) et le petit rorqual (Balaenoptera acutorostrata) ont été observées pour la première fois (Higdon et Ferguson, 2011) dans l’Arctique. Bien qu’aucune recherche n’ait démontré de compétition directe entre ces espèces et le narval, on s’attend à ce qu’une plus grande fréquence de l’occurrence et de l’abondance des espèces des régions tempérées augmente la concurrence et pose un risque d’introduction de nouvelles maladies (voir par exemple Sanderson et Alexander, 2020).

La salissure des coques de navires et les rejets importants et fréquents d’eau des ballasts pourraient introduire des espèces non indigènes qui ont une incidence sur l’écologie marine par la compétition ou la prédation ou qui servent de vecteurs à de nouveaux parasites et/ou maladies (Goldsmit et al., 2018, 2019, 2020). Bon nombre des navires sur lest arrivent depuis les eaux marines tempérées de l’Europe de l’Ouest, généralement de grands ports qui sont des plaques tournantes de la propagation des espèces envahissantes. Le renouvellement de l’eau des ballasts en pleine mer et, depuis peu, le recours à des technologies de traitement sont utilisés pour réduire le risque d’introduction d’espèces. Les risques que les espèces non indigènes et envahissantes peuvent poser pour le narval sont incertains, tout comme le potentiel d’adaptation du narval aux changements d’abondance des proies, aux maladies ou aux parasites, compte tenu de sa faible diversité génétique.

Espèces ou agents pathogènes indigènes problématiques (menace 8.2 de l’UICN)

Les études de modélisation donnent à penser que le narval serait susceptible à une infection par le virus SARS‑CoV‑2 et qu’il pourrait être un hôte intermédiaire pour la transmission à l’humain (Huang et al., 2022). Ce virus est l’agent causal de la pandémie de COVID‑19 qui s’est propagée partout dans le monde en 2020. Le béluga et d’autres cétacés étaient également vulnérables au virus, mais l’on ignore quels effets il aurait sur la santé du narval (Damas et al., 2020; Liu et al., 2020; Huang et al., 2022). Voir aussi la section Maladies et parasites.

Menace 3 de l’UICN, production d’énergie et exploitation minière (sous‑population de la baie de Baffin = impact négligeable; sous‑population du nord de la baie d’Hudson = s.o. ou aucun impact)

Forage pétrolier et gazier (menace 3.1 de l’UICN)

À l’heure actuelle, les menaces découlant de l’exploration et de l’exploitation des hydrocarbures qui pèsent sur le narval dans les eaux canadiennes sont faibles, en particulier pour la population du nord de la baie d’Hudson. Au titre de la Loi fédérale sur les hydrocarbures (Décret interdisant certaines activités dans les eaux au large de l’Arctique, 2022, C.P. 2022 à 1317, 15 décembre 2022), toutes les eaux arctiques canadiennes sont interdites d’accès, indéfiniment, aux futures concessions pétrolières et gazières extracôtières. Cette désignation est en vigueur jusqu’au 31 décembre 2023 (Government of Canada, 2022) et peut faire l’objet d’une réévaluation tous les cinq ans. Tous les permis de prospection dans l’aire de répartition canadienne du narval ont été abandonnés, et il n’existe aucune licence de production, mais des attestations de découverte importante sont toujours en vigueur dans les îles arctiques du Nunavut (n = 20) et la zone extracôtière de l’est de l’Arctique (n = 1) (CIRNAC, 2019). Les risques futurs liés à l’exploration et à la mise en valeur du pétrole et du gaz sont considérés comme plus grands pour les narvals de la baie de Baffin que pour ceux du nord de la baie d’Hudson, compte tenu de la zone visée par les attestations de découverte importante et les antécédents d’emprisonnement sous la glace de l’espèce (Higdon et al., en cours de révision). Heide‑Jørgensen et al. (2013a) ont exprimé leur inquiétude quant au fait que le bruit des levés sismiques marins liés à l’exploration pétrolière et gazière pourrait perturber le comportement migratoire des narvals et augmenter le risque de mortalité massive due à l’emprisonnement sous la glace. Les Inuits ont signalé un déplacement temporaire de l’espèce depuis l’inlet de l’Amirauté pendant l’été, dès la fin des années 1970. Il a été présumé que ce déplacement résultait de l’augmentation de la circulation maritime vers la mine de Nanisivik, et cette tendance a été mise en évidence par les cas d’emprisonnement de narvals dans le bassin Foxe en octobre 1979 et 1980 (NTI, 2012). Des Inuits indiquent également que la hausse du trafic maritime joue un rôle dans en retardant la migration, ce qui expliquerait les emprisonnements plus récents (DFO, 2016; Oolayou, 2016b).

D’après son évaluation environnementale stratégique de la baie de Baffin et du détroit de Davis, la Commission du Nunavut chargée de l’examen des répercussions (CNER) (NIRB, 2019) estime qu’il faudra au moins dix ans pour réaliser les activités de recherche, de planification et de consultation nécessaires pour étayer la réévaluation du ministre destinée à déterminer si le moratoire devrait être levé. Le manque de données nécessaires pour évaluer correctement les répercussions de l’exploration sismique, de la navigation et des déversements d’hydrocarbures sur les mammifères marins est l’une des raisons invoquées pour justifier cette conclusion (recommandations 53, 54 et 62 de la CNER). L’élaboration de seuils d’impact appropriés pour les perturbations sonores et les lésions auditives chez les espèces de mammifères marins a été recommandée (recommandation 41) si le moratoire devait être levé. De plus, il faut envisager d’établir des marges de recul ou d’autres restrictions en matière de développement à proximité des activités, des infrastructures et d’autres composantes (notamment les activités de prospection sismique) d’exploitation pétrolière et gazière dans les zones et pendant les saisons qui sont actuellement fermées à la pêche afin de protéger les zones benthiques fragiles et l’habitat d’hivernage du narval (recommandation 78).

Le Groenland a établi des zones de protection du narval afin d’éviter ou de limiter l’exposition des individus vivant dans les eaux de l’ouest du Groenland à la prospection sismique lorsqu’ils se trouvent dans leurs aires d’estivage, de migration et d’hivernage (Kyhn et al., 2011). Lorsqu’ils ont été exposés aux impulsions sismiques des canons à air et au bruit des navires, des narvals (n = 11) du détroit de Scoresby, à l’est du Groenland, ont réagi en changeant leur vitesse et leur direction de nage (Heide-Jørgensen et al., 2021). Les niveaux d’exposition aux sons pulsés reçus ont baissé en dessous de 130 dB ref 1 mPa² s dans un rayon de 4 à 9 km pour le plus grand canon à air (17 L, ce qui est relativement petit par rapport à ceux utilisés pour les études sismiques), tandis que les niveaux de bruit de fond ont été atteints à une distance de 8 à 10,5 km. Des réactions d’évitement ont pu être détectées à plus de 11 km en 2018 chez des narvals qui étaient dans la ligne de mire du navire sismologique, et des augmentations de la vitesse de déplacement horizontal d’environ 30 % ont été notées jusqu’à 2 heures avant que le navire sismologique ne soit visible. Plus le navire s’approchait, plus les narvals avaient tendance à se rapprocher davantage du rivage qu’à l’habitude et à y rester. Lorsque le grand canon à air a été utilisé, les déplacements vers le rivage ont commencé lorsque la source se trouvait à une distance de 10 à 15 km. Lorsque les narvals se trouvaient près du rivage ou dans un cul‑de‑sac, ils augmentaient généralement leur vitesse de déplacement, sauf en présence d’impulsions de canons à air dans le cul‑de‑sac, auquel cas ils diminuaient leur vitesse de déplacement de façon importante.

Exploitation de mines et de carrières (menace 3.2 de l’UICN)

Les menaces posées par l’exploration et l’exploitation minières qui pèsent sur les deux populations canadiennes de narvals ont augmenté depuis l’évaluation de 2004 du COSEPAC. Cette tendance se poursuivra si le projet de la mine de fer de Mary River se poursuit comme prévu (BIMC, 2018) ou si d’autres gisements minéraux sont exploités. Les mines existantes sont situées à l’intérieur des terres, loin des côtes visitées par les sous‑populations de la baie de Baffin (mine de fer de Mary River) et du nord de la baie d’Hudson (mine Raglan, mine Canadian Nickel, mine d’or Meadowbank, mine d’or Meliadine). Cela limite les effets directs des mines elles‑mêmes, mais ces projets nécessitent la construction de ports et des activités de navigation. Chez les Inuits, ces activités associées à l’exploitation minière sont largement connues pour perturber les déplacements et le comportement des narvals ainsi que le succès des chasseurs (GN, 2012b; NTI, 2012; NWMB, 2016; QIA, 2019, 2021). Les menaces liées au bruit des navires, à la perturbation de l’habitat, à l’introduction d’espèces non indigènes et à la pollution par les hydrocarbures sont abordées dans d’autres sections. Toute exploitation minière extracôtière nécessiterait la mise en place d’un nouveau cadre réglementaire (Hanna et al., 2018).

Menace 7 de l’UICN, modifications des systèmes naturels (impact inconnu)

Autres modifications de l’écosystème (menace 7.3 de l’UICN)

La fragmentation de la glace de mer par les brise-glaces pourrait avoir des conséquences écologiques pour les deux populations canadiennes de narvals. Elle pourrait, par exemple, influer sur la répartition et l’abondance du narval le long des voies maritimes en modifiant le moment de la migration et l’utilisation de l’habitat (GN, 2012b; NTI, 2012; NWMB, 2016; QIA, 2019, 2021), en facilitant l’accès des épaulards aux narvals (Higdon et Ferguson, 2009; Lefort et al, 2020a) et/ou en menant à l’emprisonnement des narvals sous la glace de mer (Higdon et al., en cours de révision; NTI, 2012; Heide-Jørgensen et al., 2013a). On utilise actuellement le déglaçage dans le cadre du projet de la mine de fer de Mary River pendant les saisons intermédiaires du printemps et de l’automne pour permettre aux navires d’accéder à l’inlet Milne et aux marchés de l’Europe et de l’Asie via le détroit d’Éclipse, l’inlet Pond et la baie de Baffin. Les narvals du nord de la baie d’Hudson sont exposés aux brise‑glaces qui transitent par le détroit d’Hudson en route vers et depuis les mines Raglan et Canadian Nickel et leurs marchés. Le nombre de brise‑glaces transitant par le détroit d’Hudson est actuellement faible, mais augmentera fortement en 2024 si la mine de fer de Mary River commence à exporter du minerai à partir de l’inlet Steensby (BIMC, 2018).

Le flétan du Groenland est une proie importante pour le narval; or, la pêche à cette espèce est pratiquée dans les eaux canadiennes et groenlandaises de la baie de Baffin et du détroit de Davis. Les activités de recherche et de suivi au Groenland ont montré que les stocks sont en déclin et la taille des flétans débarqués diminue.

L’intérêt pour le développement de la pêche côtière a donné lieu à des pêches exploratoires dans des eaux telles que les fjords Sam Ford (Kangiqtualuk, Uqquqti), Kingnelling, Makiak, Coronation et Kanbert, le détroit d’Éclipse et l’inlet Scott (DFO, 2020b; voir également CBC, 2017). La pêche commerciale de la crevette nordique (Pandalus borealis), qui est une proie du flétan, pourrait également réduire la disponibilité de ce dernier (DFO, 2018). Les effets de ces pêches sur les narvals qui passent l’hiver dans ces zones sont inconnus.

Menace 6 de l’UICN, modifications des systèmes naturels (impact inconnu)

Activités récréatives (menace 6.1 de l’UICN)

Les Inuits s’inquiètent plus des embarcations de plaisance privées que des navires de croisière. Les premières sont peu réglementées, et les Inuits en ont vu se rendre dans des lieux où elles ne devraient pas aller. Le zonage de l’AMNC Tallurutiup Imanga devrait répondre, entre autres, à certaines préoccupations en matière de gestion.

Le tourisme en bordure de la banquise a une faible empreinte (campements de tentes, déplacements en motoneige, absence d’infrastructures permanentes).

Les Inuits croient que les activités de recherche sont une source de stress pour le narval.

Nombre de localités

Le nombre de zones particulières du point de vue géographique ou écologique dans lesquelles un seul phénomène menaçant peut affecter rapidement tous les individus présents ne peut pas être raisonnablement déterminé pour la population canadienne de narvals, mais dépasse probablement dix.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

Au Canada, la protection du narval se limite aux mesures de gestion de la chasse, de la capture d’individus vivants et de la circulation des produits du narval. L’espèce n’est pas inscrite à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (L.C. 2002, ch. 29). À ce jour, il n’y a pas de parcs marins ou d’aires protégées dans l’Arctique qui protègent l’espèce dans les eaux canadiennes contre la chasse ou le transport maritime. Cependant, une certaine protection est accordée à l’habitat du narval, notamment à l’intérieur de l’AMNC Tallurutiup Imanga nouvellement approuvée, qui sera établie et protégée au titre de la Loi sur les aires marines nationales de conservation du Canada.

Le commerce international des produits du narval est régi par plusieurs lois et conventions, dont le Marine Mammal Protection Act des États-Unis; la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES), qui est enchâssée dans la législation canadienne (Loi sur la protection d’espèces animales ou végétales sauvages et la réglementation de leur commerce international et interprovincial [LPEAVSRCII]) (L.C. 1992, ch. 52); le règlement (CE) n^o 338/97 du Conseil de l’Union européenne (voir Shadbolt et al., 2015 pour le résumé).

Quotas de récolte et protection au Canada

La chasse au narval au Canada est cogérée par le MPO, l’administration régionale (le Conseil de gestion des ressources fauniques du Nunavut [CGRFN] au Nunavut ou le Conseil de gestion des ressources fauniques de la région marine du Nunavik [CGRFRMN]), les organisations régionales de la faune (OTR) et les organisations de chasseurs et de trappeurs (OCT) locales ou leurs équivalents (Reeves et Lee, 2020). Le MPO peut fournir des recommandations sur les niveaux de chasse durables aux conseils et aux communautés de chasseurs, mais les récoltes totales autorisées et les limites non quantitatives sont établies à la suite du processus décisionnel relatif aux revendications territoriales. Il revient au ministre du MPO d’accepte, de rejeter ou de modifier la décision des conseils (Richard et Pike, 1993; DFO, 1998a, 1998b).

La réglementation de la chasse est mise en œuvre par le MPO en vertu de la Loi sur les pêches et du Règlement sur les mammifères marins. Au terme de ce dernier règlement, seuls les Inuits peuvent chasser le narval et chaque collectivité a un contingent fixant le nombre d’individus qu’elle peut récolter. Un Plan de gestion intégrée des pêches (PGIP) a été élaboré dans le cadre du système de cogestion du Nunavut, en consultation avec Nunavut Tunngavik Incorporated (NTI), le gouvernement du Nunavut, des organisations régionales des ressources fauniques (ORRF), des OCT et des chasseurs de narval (DFO, 2014a). Ce plan a été approuvé dans le cadre du processus décisionnel du CGRFN et du MPO prévu par l’Accord du Nunavut en 2012 et mis en œuvre en 2013.

La Loi visant à mettre fin à la captivité des baleines et des dauphins (L.C 2019, ch. 11), adoptée le 21 juin 2019, interdit la mise en captivité des cétacés. Bien qu’aucun narval ne soit en captivité, cette loi empêchera toute capture future de narval vivant, sauf à des fins de recherches scientifiques ou dans l’intérêt du bien‑être du cétacé.

Commerce et coopération internationaux

La réglementation du commerce international des produits du narval a débuté en 1972, lorsque le Marine Mammal Protection Act (MMPA) des États-Unis a interdit l’importation, dans ce pays, de produits de mammifères marins, dont l’ivoire de narval (Reeves, 1992a, 1992b; Reeves et Lee, 2020). Les défenses de narval ne sont autorisées aux États-Unis qu’à des fins non commerciales (par exemple recherches scientifiques, acquisitions antérieures à l’entrée en vigueur du MMPA), mais de récentes opérations ciblant la contrebande indiquent que la demande existe toujours (Shadbolt et al., 2015; Reeves et Lee, 2020). Les exportations (et réexportations) de produits du narval nécessitent un permis (ou un certificat de réexportation) de la CITES et un avis de commerce non préjudiciable (ACNP) du pays d’origine (Reeves et Lee, 2020). Au Canada, les permis d’exportation sont administrés par le MPO, qui gère le narval conformément à la Loi sur les pêches. L’ACNP permanent sur le narval canadien est appuyé par 15 rapports évalués par des pairs et publiés par le Secrétariat canadien de consultation scientifique (SCCS) de 2008 à 2018 (voir Reeves et Lee, 2020). La CITES est enchâssée dans la législation canadienne (projet de loi C‑42 [1992], devenu la LPEAVSRCII) (Lien, 1999).

Le narval est également inscrit à l’annexe II de la Convention sur la conservation des espèces migratrices d’animaux sauvages (Convention de Bonn), qui promeut la coopération internationale en matière de gestion des espèces migratrices.

Le Canada collabore avec le Groenland à la conservation des populations de narvals que les deux pays se partagent en participant à la Commission mixte Canada-Groenland sur la conservation et la gestion du narval et du béluga (CMNB), organisme bilatéral créé en 1989 et chargé de formuler des conseils en lien avec la gestion des stocks communs. Le Canada est également un « observateur » actif aux réunions de la NAMMCO, organisation de gestion des mammifères marins établie en 1992 par plusieurs pays nordiques et dont le gouvernement du Groenland est membre.

Statuts et classements non juridiques

En 2017, l’UICN a réévalué le statut de la population mondiale de narvals, et l’a désignée « espèce de préoccupation mineure » (Lowry et al., 2017).

NatureServe a attribué à l’espèce la cote mondiale G4 (apparemment en sécurité; dernier examen le 4 avril 2016). Au Canada, la cote nationale est N3B (vulnérable, niveau de risque plus élevé, nouvelle interprétation de la même information, reproductive), et la cote infranationale S3B (vulnérable, reproductive) dans l’est de l’océan Arctique, selon le site Espèces sauvages : la situation générale des espèces au Canada (Accueil – Espèces sauvages : Situation générale des espèces au Canada), en date de 2020. Enfin, l’espèce a la cote nationale NU (inclassable) aux États-Unis (19 février 1997).

Protection et propriété de l’habitat

L’AMNC Tallurutiup Imanga comprend d’importants habitats et voies migratoires du narval, soit dans le détroit de Lancaster et les zones adjacentes. L’AMNC sera établie en vertu de la Loi sur les aires marines nationales de conservation du Canada. L’un de ses objectifs est la protection et la conservation des espèces en péril, y compris le narval. Cependant, on ignore encore quelle protection l’AMNC conférera au narval.

Quatre parcs nationaux du Canada relevant de l’Agence Parcs Canada comprennent des eaux côtières qui peuvent offrir au narval une certaine protection contre les perturbations et les activités de développement, mais pas contre la récolte par les Inuits. Les parcs Auyuittuq, au sud‑est de l’île de Baffin, Qausuittuq, au nord de l’île Bathurst, et Quttinirpaaq, au nord de l’île d’Ellesmere, protègent tous les inlets ou fjords dans l’aire de répartition du narval de la baie de Baffin. Le parc Ukkusiksalik, qui renferme la baie Wager, abrite les narvals du nord de la baie d’Hudson.

Cinq réserves nationales de faune (RNF) relevant du Service canadien de la faune assurent la protection des narvals de la baie de Baffin au titre de la Loi sur les espèces sauvages du Canada et de son Règlement sur les réserves d’espèces sauvages. Leur objectif premier est de protéger et de conserver les espèces sauvages et leur habitat. Comme les parcs, ils n’empêchent pas les Inuits de chasser le narval. Ces RNF comprennent Akpait et Qaqulluit, au sud‑est de Qikiqtarjuak; Nanuit Itillinga, le long des côtes est et ouest de l’île Bathurst (aux deux extrémités de la vallée Polar Bear); Ninginganiq, dans la région de la baie Isabella (est de l’île de Baffin); Nirjutiqarvik, près de l’île Coburg.

Trois refuges d’oiseaux migrateurs (ROM) relevant du Service canadien de la faune, qui sont protégés contre les perturbations par la Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux migrateurs et son Règlement sur les refuges d’oiseaux migrateurs, peuvent comprendre de petites zones d’habitat marin côtier utilisées par le narval. Le ROM de l’Île-Prince-Leopold au nord de l’île Southampton, le ROM de l’Île‑Seymour au nord de l’île Bathurst, le ROM du Golfe‑Queen‑Maud (Ahiak) le long de la côte continentale du golfe Queen Maud pourraient offrir une certaine protection aux narvals de la baie de Baffin, et le ROM de la Baie‑Est (Qaqsauqtuuq) sur l’île Southampton pourrait faire de même pour les narvals du nord de la baie d’Hudson.

Depuis la dernière mise à jour du COSEPAC sur le narval, le MPO a créé trois nouvelles zones de conservation, lesquelles interdisent toutes les activités de pêche entrant en contact avec le fond. Ces zones de conservation sont situées dans des secteurs abritant des coraux marins fragiles et de l’habitat d’hivernage du narval. Les zones de conservation Disko Fan (DFO, 2019b) et du détroit de Davis (DFO, 2019c), qui protègent le flétan du Groenland, sont utilisées en hiver par les narvals de la baie de Baffin, tandis que les narvals du nord de la baie d’Hudson fréquentent la zone de conservation du bassin Hatton (DFO, 2019d; voir aussi DFO, 2007).

Le MPO a également créé la zone de protection marine (ZPM) de Tuvaijuittuq, qui protège une vaste zone d’habitat marin autour du nord de l’île d’Ellesmere, dont une partie est adjacente à l’habitat marin du parc national Quttinirpaaq. Conformément à cette désignation provisoire par arrêté ministériel en vertu de la Loi sur les océans, les activités anthropiques nouvelles ou supplémentaires sont interdites dans la ZPM pour une période pouvant aller jusqu’à cinq ans (à compter d’août 2019), sauf dans les cas d’exception suivants : l’exercice des droits des Inuits concernant l’exploitation des ressources fauniques comme le prévoit l’Accord du Nunavut; la recherche scientifique marine qui est compatible avec l’objet de la désignation de la ZPM; les activités liées à la sûreté, à la sécurité et aux situations d’urgence; certaines activités menées par un étranger ou une entité, un navire ou un État étrangers.

Le ministre de l’Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques du Québec a proposé l’établissement de réserves de biodiversité le long de la côte sud du détroit d’Hudson (Fjord-Tursukattaq, Kangiqsujuaq) et de la côte ouest de la baie d’Ungava (Quaqtaq-Kangirsuk). Ces milieux peuvent offrir une certaine protection aux narvals du nord de la baie d’Hudson pendant la migration.

Certaines de ces aires protégées sont périphériques à l’aire de répartition canadienne du narval, mais cela pourrait changer à l’avenir, car les changements climatiques modifient le régime des glaces et l’accès saisonnier. L’habitat marin Tuvaijuittuq du parc national Quttinirpaaq pourrait jouer un plus grand rôle dans la protection des narvals de la baie de Baffin, tout comme les eaux du parc national Qausuittuq et du ROM du Golfe‑Queen-Maud (Ahiak).

Remerciements et experts contactés

Remerciements

Le présent rapport a été financé par Environnement et Changement climatique Canada. Les experts énumérés ci‑dessous ont fourni des données et des conseils précieux.

Experts contactés

• Robertson, M., Service canadien de la faune, Yellowknife (Territoires du Nord-Ouest)
• Pirie-Dominix, L., Service canadien de la faune, Iqaluit (Nunavut)
• Boyne, A., Service canadien de la faune, Dartmouth (Nouvelle-Écosse)
• Hagesteijn, M., Service canadien de la faune (Terre-Neuve-et-Labrador)
• Picard, K., Service canadien de la faune, Ville de Québec (Québec)
• McCarney, P., Laing, R., Dicker, J., Recherches réalisées au gouvernement du Nunatsiavut, Nain (Terre-Neuve-et-Labrador)
• Anderson, R., chercheur scientifique, Musée canadien de la nature, Ottawa (Ontario)
• Kling, A., conseillère scientifique principale, Pêches et Océans Canada, Ottawa (Ontario)
• Sheppard, P., scientifique des écosystèmes, Gestion des espèces et de la conservation, Vancouver (Colombie-Britannique)
• Labbe, A., Pêches et Océans Canada, Ottawa (Ontario)
• Marcoux, M., Pêches et Océans Canada
• Watt, C., Pêches et Océans Canada
• Mahy, M., Parcs Canada, Iqaluit (Nunavut)
• Elverum, C., Parcs Canada, Sirmilik (Nunavut)
• Mercier, F., Parcs Canada
• McDonald, R., conseiller principal en environnement, ministère de la Défense, Ottawa (Ontario)
• Humber, J., écologiste de la gestion des écosystèmes, Department of Wildlife and Conservation, Corner Brook (Terre-Neuve-et-Labrador)
• Moores, S., gestionnaire principal, Endangered Species and Biodiversity, Department of Wildlife and Conservation, Corner Brook (Terre-Neuve-et-Labrador)
• Carriere, S., biologiste, Wildlife Division, Department of Environment and Natural Resources, Yellowknife (Territoires du Nord-Ouest)
• Fournier, B., spécialiste du SIG et des données sur les espèces sauvages, Government of Northwest Territories, Yellowknife (Territoires du Nord-Ouest)
• Larter, N., gestionnaire, Wildlife Research and Monitoring, Department of Environment and Natural Resources, Fort Simpson (Territoires du Nord-Ouest)
• Mallory, C., biologiste de l’Extrême-Arctique, Department of Environment, Government of Nunavut, Igulik (Nunavut)
• Gauthier, I., biologiste, coordonnatrice provinciale des espèces fauniques menacées ou vulnérables, Direction générale de la gestion de la faune et des habitats, ministère des Forêts, de la Faune et des Parcs
• Fraser, D., Victoria (Colombie-Britannique)
• Moores, A., professeur, Simon Fraser University, Burnaby (Colombie-Britannique)
• Laurendeau, C., Centre de données sur le patrimoine naturel du Québec, ministère des Ressources naturelles et de la Faune du Québec, Direction de l’expertise sur la faune et ses habitats, Québec (Québec)
• Durocher, A., Centre de données sur la conservation du Canada atlantique, NL Wildlife Division, Endangered Species and Biodiversity Section, Corner Brook (Terre-Neuve-et-Labrador)
• Environment and Natural Resources, Conservation Data Centre, Government of Northwest Territoriest, Yellowknife (Territoires du Nord-Ouest)
• Way-Nee, E., coordonnatrice des ressources halieutiques, Fisheries Joint Management Committee, Inuvik (Nunavut)
• Smart, M., Brunelle, J., Comité conjoint de chasse, de pêche et de piégeage, Montréal (Québec)
• Palliser, T., Basterfield, M., Conseil de gestion des ressources fauniques de la région marine du Nunavik, Inukjuak (Québec)
• Arok, J., Conseil de gestion des ressources fauniques du Nunavut, Iqaluit (Nunavut)
• Snook, J., Taylor, C., Torngat Joint Fisheries Board, Happy Valley-Goose Bay (Terre-Neuve-et-Labrador)
• Wilson, K., Thompson, A., Conseil consultatif de la gestion de la faune, North Slope, Whitehorse (Yukon)
• Brooks, M., spécialiste principal de l’exploitation pétrolière et gazière dans l’Arctique, WWF‑Canada
• Carlyle, C., étudiant à la maîtrise ès sciences, Pêches et Océans Canada, Institut des eaux douces, Winnipeg (Manitoba)
• Dionne, F. A., coordonnateur, Pêches autochtones, Pêches et Océans Canada
• Ferguson, S., Pêches et Océans Canada, Winnipeg (Manitoba)
• Hall, P., Young, J., Pêches et Océans Canada, Winnipeg (Manitoba)
• Hobbs, R. et Guldborg Hansen, R., NAMMCO
• Treble, M., Pêches et Océans Canada, Winnipeg (Manitoba)

Sources d’information

Ouvrages cités

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Communications personnelles

Bychok, A. Avril 2022. Biologiste principale de la gestion des pêches, Pêches et Océans Canada.

Hall, P. Avril 2022. Coordonnatrice de la gestion des pêches, Pêches et Océans Canada, Programme de gestion des pêches.

Pattimore, J. 1986. Coordonnateur des récoltes (anciennement), Baffin Region Inuit Association, Iqaluit (Nunavut) X0A 0H0.

Young, J. 2019-2020. Technicien en gestion des pêches, Pêches et Océans Canada.

Sommaire biographique des rédacteurs du rapport

D. Bruce Stewart (M.Sc.), directeur, Arctic Biological Consultants, étudie les écosystèmes aquatiques dans tout le nord du Canada depuis 1976. Il a mené de nombreuses études dans l’Arctique canadien ainsi que des travaux de terrain sur l’omble chevalier en collaboration avec des Inuits. Il a également travaillé dans les collectivités pour compiler les CTA sur les mammifères marins. M. Stewart a fourni des conseils d’expert sur les ressources aquatiques, les espèces en péril, les espèces envahissantes, les initiatives de parcs et l’exploitation des ressources à des gouvernements, à des organisations inuites et des Premières Nations, à des conseils de cogestion et d’évaluation et à des ONG environnementales. Au cours des dix dernières années, il a conseillé la Qikiqtani Inuit Association dans le cadre de l’examen environnemental du projet de mine de fer de Mary River dans l’île de Baffin ainsi que la Kivalliq Inuit Association lors des examens environnementaux des projets Meliadine Gold et Kiggavik Uranium. Il a rédigé et corédigé des mises à jour des rapports de situation du COSEPAC sur le morse de l’Atlantique (2006, 2017), le narval (2004) et le phoque barbu (2007) ainsi que le rapport sur les unités désignables du béluga (2016). Il est également l’auteur de plus de 120 publications, rapports et articles. Parmi ses travaux récents, on compte un historique des prises de bélugas dans la baie Cumberland, des rapports sur l’état des populations circumpolaires de morses et sur le morse de l’Atlantique dans le nord de la baie d’Hudson de même qu’une série d’articles sur la gestion des risques posés par les espèces marines envahissantes dans l’Arctique canadien.

Jeff W. Higdon est un biologiste de la faune indépendant établi à Winnipeg, au Manitoba. Il est titulaire d’un doctorat de l’Université du Manitoba, où il a mené des recherches sur la biogéographie et la conservation des pinnipèdes de partout dans le monde. Il a mené de vastes recherches de terrain sur le narval et d’autres mammifères marins de l’Arctique, qui comprenaient notamment la photo‑identification, l’échantillonnage par biopsie, la capture et le marquage d’individus vivants, l’échantillonnage lors de la chasse et le suivi de la chasse. D’autres de ses projets de recherche ont porté sur la collecte et l’interprétation des CTA, l’histoire de la chasse aux mammifères marins et l’évaluation des effets environnementaux possibles sur le biote marin des projets de développement proposés et de la circulation maritime dans l’Arctique. Il a corédigé des mises à jour des rapports de situation du COSEPAC sur le morse de l’Atlantique et le phoque annelé et le rapport sur les unités désignables du béluga. Il est l’auteur de plus de 60 articles scientifiques, chapitres de livre et rapports techniques évalués par des pairs. Ses activités de recherche actuelles comprennent l’élaboration de programmes de suivi communautaire, d’évaluations des risques, d’examens de projets de développement industriel et de planification des aires protégées pour des clients du gouvernement, des organisations inuites et des Premières Nations, et des organisations non gouvernementales de l’environnement.

Stephen D. Petersen (M.Sc., Ph.D., zoo du parc Assiniboine, Winnipeg, Manitoba) est biologiste de la faune depuis plus de 20 ans. Il est directeur de la conservation et de la recherche au zoo du parc Assiniboine (ZPA) depuis 10 ans. Il est également président du conseil consultatif du Centre international de conservation des ours blancs, coprésident du Sous‑comité de spécialistes des mammifères terrestres du COSEPAC et coprésident du sous‑comité des techniques de terrain du conseil de recherche sur l’ours blanc du ZPA (Field Techniques Subcommittee of the AZA Polar Bear Research Council). Le service de conservation et de recherche du ZPA (APZ Conservation and Research Department) gère des programmes actifs sur le terrain et dans les zoos à partir des laboratoires et des bureaux du Centre international de conservation de l’ours blanc de Leatherdale (Leatherdale International Polar Bear Conservation Centre). Il s’intéresse de près à l’écologie, au comportement et à la génétique des mammifères marins de l’Arctique, en plus de mener des recherches à Churchill depuis près de dix ans. M. Petersen est titulaire d’un doctorat de l’Université Trent (Ontario), d’une maîtrise ès sciences de l’Université Acadia (Nouvelle-Écosse) et d’un baccalauréat ès sciences de l’Université de l’Alberta (Alberta). Il est également professeur auxiliaire à l’Université de Winnipeg et à l’Université du Manitoba.

Collections examinées

Aucune collection n’a été examinée pour la préparation du présent rapport.

Annexe 1. Indications des tendances démographiques

En ce qui concerne la population de la baie de Baffin, le stock de l’île Somerset est peut‑être à la hausse, d’après une analyse des tendances tirées de quatre relevés effectués au cours des 30 dernières années (voir aussi NAMMCO, 2015; Witting et al., 2019). Le stock de l’inlet de l’Amirauté a fait l’objet de cinq relevés au cours des 30 dernières années, et les résultats n’indiquent aucun changement important de la taille de la population au cours de cette période (NAMMCO, 2018; Witting et al., 2019). En ce qui concerne le regroupement d’estivage du détroit d’Éclipse, la NAMMCO (2018) et Hobbs et al. (2019) considèrent que le stock est possiblement stable, mais l’ont indiqué qu’une tendance ne pouvait pas être établie puisque seuls deux relevés exhaustifs étaient disponibles. Un autre relevé a été réalisé par la suite (en 2016, voir Marcoux et al., 2019), et ses résultats sont similaires à celui de 2013, mais rien ne révèle un déclin à court terme. Toutefois, compte tenu de l’incertitude entourant les déplacements entre les regroupements d’estivage (Watt et al., 2012; NAMMCO, 2018; Hobbs et al., 2019) et en l’absence de relevés simultanés dans le détroit d’Éclipse et l’inlet de l’Amirauté, la tendance est indiquée ici (tableau 1) comme étant inconnue. Le stock de l’est de l’île de Baffin n’ayant fait l’objet que de deux relevés (2003 et 2013), il n’a pas été possible d’en faire une analyse. La NAMMCO (2018) considère que ce stock est possiblement stable. Comme il est indiqué plus haut, aucune tendance ne peut être établie pour les composants des détroits de Smith et de Jones étant donné que l’on ne dispose que d’une seule estimation de relevé.

Certaines CTA sur les tendances démographiques des stocks de la baie de Baffin sont disponibles. Dans les années 1990, les Inuits ont remarqué que le nombre de narvals avait peu changé dans certaines zones fréquentées par le stock de l’île Somerset (Remnant et Thomas, 1992; Stewart et al., 1995; voir aussi Furgal et Laing, 2012). Certains chasseurs ont signalé au début des années 1990 que les effectifs de narvals avaient augmenté à proximité d’Iglulik (bassin Foxe) (Remnant et Thomas, 1992). Plus récemment, des représentants inuits de Resolute ont mentionné que les chasseurs voient moins de narvals dans la baie Creswell que par le passé (White, 2012), même si l’on voit plus de narvals dans la région de Resolute Bay qu’auparavant, possiblement en raison de la diminution de la couverture de glace, de l’intensification de la circulation maritime dans le passage du Nord‑Ouest ou de l’augmentation de la population (GN, 2012b). L’abondance des narvals a récemment augmenté près de la collectivité de Kugaaruk (NTI, 2012). Les Inuits expliquent les observations récentes de narvals près de la baie Cambridge par la présence d’épaulards (NTI, 2012). Plus récemment, les résidents de Grise Fiord ont également observé un nombre record de narvals près de la collectivité (GN, 2012b; NTI, 2012), et l’abondance de l’espèce a augmenté dans le détroit de Smith à la suite du déclin de la couverture de glace (Nweeia, 2020). Les Inuits du détroit de Jones ont observé une présence accrue de narvals durant l’été, surtout des femelles accompagnées de baleineaux et de subadultes (NTI, 2012).

Au début des années 1990, la population de narvals de l’inlet de l’Amirauté était considérée comme stable (Remnant et Thomas, 1992; Furgal et Laing, 2012), et des représentants des Inuits ont plus récemment signalé que les effectifs sont maintenant à la hausse dans cette région (MPO, 2016; GN, 2012b; White, 2012; NWMB, 2016). Cette augmentation dans l’inlet de l’Amirauté s’est poursuivie alors que leur nombre diminuait dans le détroit d’Éclipse (Oolayou, 2016b; QWB, 2016; QIA, 2019, 2021). Les chasseurs ont signalé que la population du détroit d’Éclipse était stable ou à la baisse depuis quelques décennies (Remnant et Thomas, 1992). La plupart des personnes interrogées (21/35) pensent que la taille de la population n’a pas changé, tandis qu’une minorité (5/35) pense que les narvals sont moins courants que dans les années 1960, possiblement à cause de la pression accrue exercée par la chasse et/ou de la hausse du bruit des navires et des motoneiges (Remnant et Thomas, 1992; Furgal et Laing, 2012). Des représentants de Pond Inlet et d’Arctic Bay ont indiqué que les effectifs de narvals ont diminué au cours des dernières années dans le détroit d’Éclipse, sans doute à cause de l’augmentation de la circulation maritime et du bruit (voir aussi ci‑dessous) (GN, 2012b; White, 2012; DFO, 2016; NWMB, 2016; Oolayou, 2016b; QWB, 2016; QIA, 2019, 2021).

La plupart des chasseurs interrogés par Remnant et Thomas (1992) croient que le stock de l’est de l’île de Baffin augmente depuis les années 1960 et 1970 (voir aussi Furgal et Laing, 2012). Certains chasseurs pensaient que cette augmentation était due à une intensification des activités maritimes dans d’autres régions et à des changements dans l’état de la glace de mer, tandis que d’autres l’attribuaient à une meilleure gestion et à un meilleur traitement des narvals (Remnant et Thomas, 1992). Les représentants de la collectivité de Qikiqtarjuaq ont fait remarquer qu’un grand nombre de petits et de jeunes de l’année ont été observés récemment dans cette région, alors que leur nombre global a augmenté (GN, 2012b; White, 2012; Oolayou, 2016c). Dans l’ensemble, aucune CTA n’indique un déclin de l’abondance de la population de narvals de la baie de Baffin si bien que les variations locales de l’abondance reflètent peut-être des changements de la répartition dus à des changements des conditions de la glace de mer, à la présence d’épaulards et à une augmentation de la circulation maritime dans d’autres régions, plutôt qu’une hausse de l’effectif (Remnant et Thomas, 1992; Stewart et al., 1995; GN, 2012b; Furgal et Laing, 2012; White, 2012; DFO, 2016; NWMB, 2016; Oolayou, 2016b; QWB, 2016; QIA, 2019, 2021). Les Inuits signalent généralement que les populations de narvals sont stables ou à la hausse, mais qu’il existe une variabilité annuelle sur le plan de l’abondance et de la répartition (Nweeia, 2020).

L’estimation de 2020 pour la zone de regroupement des stocks combinés de l’inlet de l’Amirauté et du détroit d’Éclipse était de 36 044 individus (CV = 0,12; IC à 95 % = 28 267‑45 961) selon des relevés commandités par l’industrie (Golder, 2021), ce qui n’est pas très différent de l’estimation de 2019 de 38 677 individus (CV = 0,11, IC à 95 % = 31 155‑48 015) (Golder, 2020b, relevés commandités par l’industrie) ou de l’estimation de 2013 de 45 532 individus (CV = 0,33, IC à 95 % = 22 440‑92 384) (Doniol‑Valcroze et al., 2015; relevés du MPO) pour les deux zones de regroupement d’estivage combinées (tableau 2). Pour la seule zone du stock de l’inlet de l’Amirauté, l’estimation de 2020 (31 026 narvals, CV = 0,14; IC à 95 % = 23 406‑41 126; Golder, 2021) n’était pas significativement différente des estimations du relevé de 2019 (28 746 narvals, CV = 0,15; IC à 95 % = 21 545‑38 354; Golder, 2020b) ou de 2013 (35 043 narvals, CV = 0,42; IC à 95 % = 14 188‑86 553; Doniol‑Valcroze et al., 2015). Pour ce qui est du stock du détroit d’Éclipse, cependant, l’estimation de 2020 était de 5 018 individus (CV = 0,03, IC à 95 % = 4 736‑5 317; Golder, 2021), ce qui représente une baisse importante par rapport aux relevés précédents, qui estimaient la population à 9 931 individus (CV = 0,05, IC à 95 % = 9 009‑10 946) en 2019 (Golder, 2020b), à 12 039 (CV = 0,23, IC à 95 % = 7 768‑18 660) en 2016 (Marcoux et al., 2019) et à 10 489 (CV = 0,24, IC à 95 % = 6 342‑17 347) en 2013 (Doniol‑Valcroze et al., 2015). Des relevés aériens effectués en 2021 ont montré un déclin continu important de l’abondance du narval dans le détroit d’Éclipse, qui est passée à 2 595 individus (CV = 0,33; IC à 95 % = 1 369-4 919) (BIMC, 2022). Les relevés de 2021 de l’inlet de l’Amirauté ont permis d’estimer la population totale à 72 582 individus (CV = 0,09; IC à 95 % = 61 333 à 85 895), ce qui représente une augmentation statistiquement significative par rapport aux années précédentes (BIMC, 2022). L’estimation combinée pour les deux zones (75 177 narvals, CV = 0,08, IC à 95 % = 63 795‑88 590) était également plus élevée que les estimations précédentes pour les deux zones des stocks d’estivage combinées (BIMC, 2022). Parmi les causes possibles du déclin de l’abondance du narval dans le détroit d’Éclipse et de l’augmentation dans d’autres secteurs, comme l’inlet de l’Amirauté (déplacements), on compte les perturbations causées par la navigation et d’autres activités industrielles, la construction de ports pour petites embarcations à Pond Inlet et l’augmentation de la présence d’épaulards (GN, 2012b; DFO, 2016; NWMB, 2016; Oolayou, 2016b; QWB, 2016; QIA, 2019, 2021; Nweeia, 2020). Des relevés commandités par l’industrie dans les deux zones de regroupement ont de nouveau été menés en 2022 (WSP, 2023). Ils ont révélé une augmentation de l’abondance dans le détroit d’Éclipse par rapport à 2021, pour un total de 4 592 narvals (CV = 0,10, IC à 95 % = 3 754‑5 617) (WSP, 2023), mais cette augmentation est encore considérablement inférieure à la taille de la population répertoriée avant l’intensification du trafic maritime. Les relevés effectués dans l’inlet de l’Amirauté en 2022 ont permis d’estimer l’abondance de la population à 43 042 narvals (CV = 0,15, IC à 95 % = 32 218‑57 502), ce qui est semblable aux estimations provenant de relevés effectués par le MPO en 2013 et de relevés commandités par l’industrie en 2020; ces estimations sont supérieures à celle de 2019 fondée sur les enquêtes commanditées par l’industrie et inférieures à celles estimées à partir des enquêtes menées par l’industrie en 2021 (WSP, 2023). En 2023, l’abondance estimée lors de relevés aériens dans le détroit d’Éclipse était de 10 492 narvals (IC à 95 % = 9 578‑11 494), ce qui n’est pas significativement différent des estimations de 2013, de 2016 ou de 2019. Dans l’inlet de l’Amirauté, l’abondance estimée était de 30 212 individus (IC à 95 % = 22 559‑40 467), pour une estimation combinée de 40 706 narvals (IC à 95 % = 32 711‑50 655) (WSP, 2024).

Des relevés de la population du nord de la baie d’Hudson ont été menés dans les années 1980, en 2000, en 2011 et, plus récemment, en 2018 (Higdon et Ferguson, 2017; NAMMCO, 2018; Watt et al., 2020; Biddlecombe et Watt, 2022). Les relevés antérieurs ont été réalisés à différentes échelles spatiales et avec des méthodes différentes de collecte de données (visuelles, photographiques) et d’analyses (corrections pour les biais de perception et de disponibilité ou non) (NAMMCO, 2018). Les données du relevé visuel de 2011 ont été réanalysées au moyen des méthodes des relevés visuels de 1982 et de 2000 aux fins de comparaison, lesquelles ont montré une augmentation significative de la taille de la population au fil du temps (Asselin et al., 2012). La NAMMCO (2018) considérait que la population était vraisemblablement stable (tableau 1), mais comme cette tendance était incertaine, un autre relevé a dû être effectué pour corroborer l’estimation élevée de l’abondance obtenue en 2011 (Asselin et al., 2012). On dispose de CTA sur les tendances démographiques de narvals dans le nord de la baie d’Hudson, mais les données sont équivoques. Lors d’un atelier à la fin de l’an 2000, les chasseurs et les aînés pensaient que les effectifs ne diminuaient pas dans la région (Gonzalez, 2001), mais une décennie plus tard, certains ont mentionné que la population semblait en déclin (Westdal et al., 2010). Bien que l’estimation de l’abondance moyenne ait été plus élevée en 2018 qu’en 2011, la différence n’était pas statistiquement significative, et une analyse plus approfondie est nécessaire pour évaluer les tendances (Watt et al., 2020).

Annexe 2. Résultats du calculateur des menaces pesant sur le narval (Monodon monoceros), sous‑population du nord de la baie d’Hudson et sous‑population de la baie de Baffin

Tableau d’évaluation des menaces – sous‑population du nord de la baie d’Hudson

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème : Narval (Monodon monoceros), sous-population du nord de la baie d’Hudson

Date : 10/31/2023

Évaluateurs : Jeff Higdon (rédacteur), Bruce Stewart (rédacteur), Stephen Petersen (rédacteur), John Ford (SCSMM), Hal Whitehead (SCSMM), Dwayne Lepinski (facilitateur), Shannan May-McNally (MPO), Kyle Ritchie (CGRFN), Steve Ferguson (SCSMM), Mike Hammill (SCSMM), Rob Stewart (SCSMM), Marie Auger-Methe (SCSMM), Katie Kowarski (SCSMM), Kristin Westdal (Oceans North), Marianne Marcoux (MPO), Josh Jones et Eva Hidalgo Pla (Scripps), Christine Lacho. Karen Timm (COSEPAC)

Références : Rapport du COSEPAC (6 mois) + ébauche du calculateur fournie par les rédacteurs du rapport

Impact global des menaces attribué : C = moyen

Impact global des menaces – commentaires : Durée de génération de 33 ans, et donc la période ciblée pour la gravité et l’immédiateté est de 99 ans. Augmentation de 54 % de la population totale de 2011 à 2018, mais ce n’est pas statistiquement significatif; population stable; approximativement 11 200 individus matures; « stock » de gestion unique. Les figures 2 et 3 montrent la répartition des deux UD.

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

Tableau d’évaluation des menaces – sous-population de la baie de Baffin

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème : Narval (Monodon monoceros), sous-population de la baie de Baffin

Date : 10/31/2023

Évaluateurs : Jeff Higdon (rédacteur), Bruce Stewart (rédacteur), Stephen Petersen (rédacteur), John Ford (SCSMM), Hal Whitehead (SCSMM), Dwayne Lepinski (facilitateur), Shannan May-McNally (MPO), Kyle Ritchie (CGRFN), Steve Ferguson (SCSMM), Mike Hammill (SCSMM), Rob Stewart (SCSMM), Marie Auger-Methe (SCSMM), Katie Kowarski (SCSMM), Kristin Westdal (Océans Nord), Marianne Marcoux (MPO), Josh Jones et Eva Hidalgo Pla (Scripps), Christine Lacho (), Karen Timm (COSEPAC)

Références : Rapport du COSEPAC (6 mois) + ébauche du calculateur fournie par les rédacteurs du rapport

Impact global des menaces attribué : C = moyen

Impact global des menaces – commentaires : Durée de génération de 33 ans, et donc la période pour la gravité et l’immédiateté est de 99 ans; plusieurs « stocks » (n = 6 stocks de gestion), et la plupart sont considérés comme à la hausse ou stables. On pense que la population (approximativement 93 500 individus matures) est stable. Certains animaux canadiens sont visés par la chasse au Groenland. Les figures 2 et 3 montrent l’aire de répartition des deux sous‑populations.

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