Océanite cul‑blanc (Oceanodroma leucorhoa) (population de l’Atlantique) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC au Canada 2020

Titre officiel : Évaluation et rapport de situation du COSEPAC sur l’Océanite cul‑blanc Oceanodroma leucorhoa population de l’Atlantique au Canada 2020

Menacée 2020

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – Novembre 2020

Nom commun : Océanite cul-blanc – population de l’Atlantique

Nom scientifique : Oceanodroma leucorhoa

Statut : Menacée

Justification de la désignation :

Ce petit oiseau de mer pélagique et longévif a une vaste aire de répartition mondiale et niche sur des îles extracôtières au sein de populations isolées dans l’Atlantique Nord et le Pacifique Nord. La population de l’Atlantique niche dans des terriers dans plus de 80 colonies dans l’Est canadien. L’espèce parcourt souvent des centaines de kilomètres pour se nourrir de minuscules poissons bioluminescents. Cette population hiverne dans les eaux équatoriales productives de l’océan Atlantique, et certains individus se rendent jusque dans les eaux au large de l’Afrique du Sud et du Brésil. Selon des relevés réalisés dans 8 grandes colonies, le nombre d’individus a diminué de 54 % au cours des 3 dernières générations (44 ans), et le taux de déclin est à la hausse. Certaines colonies du Québec ont disparu ces dernières années. De plus, des colonies croissantes de Macareux moines ont évincé l’espèce de son habitat de nidification de prédilection dans plusieurs de ses grandes colonies. Le faible taux de survie des adultes lié aux taux de prédation accrus par les goélands semble être un facteur démographique clé des déclins observés. Les déclins devraient se poursuivre. Parmi les autres menaces figurent les changements dans le réseau trophique de l’Atlantique Nord-Ouest, la production pétrolière et gazière extracôtière et l’attirance de l’espèce pour les sources de lumière artificielle, qui peuvent causer des collisions et piéger les jeunes oiseaux. Malgré ces diminutions, la population globale, qui compte un nombre estimé à environ 5 millions d’individus matures se reproduisant au Canada, demeure grande et répandue.

Répartition au Canada : Québec, Nouveau-Brunswick, Île-du-Prince-Édouard, Nouvelle-Écosse, Terre-Neuve-et-Labrador, océan Atlantique

Historique du statut : Espèce désignée « menacée » en novembre 2020.

COSEPAC Résumé

Océanite cul-blanc
Oceanodroma leucorhoa
Population de l’Atlantique

Description et importance de l’espèce sauvage

L’Océanite cul-blanc est la plus petite (environ 45¦g) et la plus répandue des espèces procellariiformes (pétrel) nichant dans l’hémisphère Nord. Cet oiseau de mer à narines tubulaires se caractérise par un plumage brun noirâtre foncé, une queue fourchue, une large bande diagonale pâle sur les ailes et une tache blanche distinctive sur le croupion. Il se reproduit en grandes colonies et niche dans des terriers qu’il creuse dans les îles côtières et extracôtières.

Le Canada a une responsabilité mondiale importante envers l’Océanite cul-blanc, puisqu’il abrite environ 40 % de la population reproductrice mondiale. L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique au Canada représente environ un tiers des effectifs mondiaux, et la plus grande colonie se trouve sur l’île Baccalieu, à Terre-Neuve-et-Labrador. BirdLife International a désigné l’espèce comme étant menacée à l’échelle mondiale en 2016; l’espèce a ensuite été classée dans la catégorie de risque plus élevée « vulnérable » de la liste rouge de l’UICN, en raison des déclins importants de la population, en particulier dans l’Atlantique Ouest.

Répartition

L’Océanite cul-blanc se reproduit principalement dans l’hémisphère Nord, sur des îles extracôtières dans les océans Atlantique (vers le sud jusqu’à environ 41° N) et Pacifique (vers le sud jusqu’à environ 25° N). Les populations de l’Atlantique et du Pacifique sont considérées comme des unités désignables (UD) distinctes, car elles sont géographiquement isolées et il y a très peu de possibilités d’échange de gènes. L’UD de l’Atlantique est la seule prise en compte dans le présent document.

Il existe jusqu’à 93 colonies de nidification actives de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique dans l’Est du Canada, depuis le sud du Labrador jusqu’à l’embouchure de la baie de Fundy, au Nouveau-Brunswick, ce qui comprend le golfe du Saint-Laurent, au Québec. L’espèce se reproduit le plus abondamment le long des côtes est et sud de Terre-Neuve et de la côte atlantique de la Nouvelle-Écosse. L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique hiverne principalement entre les eaux équatoriales de l’océan Atlantique et la côte sud-ouest de l’Afrique, ainsi que dans l’océan Atlantique Ouest au large du Brésil.

Habitat

L’Océanite cul-blanc se reproduit sur des îles recouvertes de végétation où il n’y a généralement pas de mammifères prédateurs et préfère les habitats bien drainés où il est possible de creuser des terriers, comme les forêts basses et les prés. Il se reproduit généralement sur des îles abritant d’autres oiseaux de mer, dont de grands goélands, et tend à utiliser un habitat différent de celui qu’utilisent d’autres espèces nichant dans des terriers. La quantité et la qualité de l’habitat convenable ont diminué dans certaines colonies, principalement en raison de l’empiétement par des espèces comme le Macareux moine.

L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique se nourrit en surface et cherche de la nourriture au-dessus ou au-delà du plateau continental pendant la période de reproduction. Il parcourt des distances allant de 400 à 800 km pour s’alimenter la nuit dans les eaux libres des océans; il se nourrit, entre autres, de poissons-lanternes bioluminescents qui migrent verticalement. En dehors de la période de reproduction, l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique est principalement associée aux eaux chaudes productives dans les zones à forte remontée de nutriments ou dans les régions côtières.

Biologie

Au Canada, l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique se reproduit habituellement pour la première fois à l’âge de 6 ou 7 ans; dans des conditions normales, la durée d’une génération est estimée à 14,8 ans. Cependant, dans l’Est du Canada, la durée d’une génération réelle est probablement moins élevée, puisque l’estimation du taux de survie des adultes est seulement d’environ 0,78 à 0,86 dans plusieurs colonies de l’Atlantique canadien. Les adultes sont monogames et se montrent très fidèles au site de nidification, retournant généralement dans le même terrier de nidification chaque année pour élever un seul oisillon. En revanche, les jeunes oiseaux retournent rarement dans leur colonie natale pour se reproduire, ce qui laisse croire que les colonies d’Océanites cul-blanc présentes dans l’océan Atlantique forment une seule métapopulation en raison d’une dispersion natale élevée. L’incubation dure entre 37 et 50 jours, et les oisillons prennent leur envol entre l’âge de 58 et 77 jours. L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique est strictement nocturne dans la colonie : les arrivées et les départs des adultes ainsi que l’envol des oisillons ont lieu la nuit.

Taille et tendances des populations

En tout, 106 colonies ont abrité ou abritent des Océanites cul-blanc nicheurs dans l’Est du Canada, et la population actuelle est estimée à environ 5 277 000 individus matures. Vingt îles, qui soutiennent chacune plus de 2 000 individus matures, abritent collectivement 99,7 % de la population. Dix colonies qui accueillaient autrefois des océanites nicheurs ont été abandonnées au cours des 3 dernières générations, ce qui a causé une réduction estimée de l’indice de zone d’occupation d’environ 11 % au cours de cette période.

Les tendances de 8 colonies représentant environ 91 % de la population de l’Est du Canada, ce qui comprend toutes les grandes colonies, ont été analysées. Un taux annuel moyen de déclin de 1,74 %/an a été observé dans les colonies ayant fait l’objet d’un suivi au cours des 3 dernières générations (44 ans), et le taux de déclin était plus marqué (2,64 %/an) au cours des 2 dernières générations (30 ans). L’estimation des déclins pour ces 2 périodes est similaire, car le taux de déclin s’est accentué au cours des dernières années : la baisse notée était de 55,2 % au cours des 2 dernières générations et de 53,8 % au cours des 3 dernières générations. Selon des études paléoécologiques menées sur l’île Baccalieu, la taille de la population a atteint un pic au milieu des années 1980, suivi d’un déclin rapide, ce qui corrobore les tendances démographiques estimées à partir de relevés conventionnels. Les populations d’Océanites cul-blanc dans une colonie de Saint-Pierre-et-Miquelon, archipel français adjacent à Terre-Neuve, semblent généralement stables, tandis que la population beaucoup plus petite du Maine, aux États-Unis, augmente. Cependant, toutes les colonies sources potentielles dans l’est de l’Atlantique sont en déclin.

Menaces et facteurs limitatifs

Les causes du déclin de la population d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique sont actuellement inconnues, mais seraient plurifactorielles. De faibles taux de survie annuels des adultes dans les colonies de l’Est du Canada semblent être un facteur démographique clé qui contribue aux déclins observés et sont en partie déterminés par le taux élevé de prédation par de grands goélands présents dans les colonies de nidification. Le faible taux de survie annuel de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique diffère des taux estimés d’environ 0,97 pour les populations le long de la côte du Pacifique du Canada. L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique est menacé par la production pétrolière et gazière extracôtière et par d’autres industries maritimes, principalement en raison de l’attirance de l’espèce pour les sources de lumière, qui cause des collisions et piège les oiseaux sur des structures extracôtières et des navires. À cause des sources de lumières artificielles dans les collectivités ou les sites industriels près des colonies, des Océanites cul-blanc ayant récemment pris leur envol entrent en collision avec des structures, ou restent piégés au sol, où ils sont vulnérables à la prédation. Par ailleurs, dans les plus grandes colonies d’océanites, les colonies croissantes de Macareux moines empiètent sur l’habitat de nidification de l’espèce. La hausse des températures mondiales semble être associée à une réduction du succès reproductif dans certaines colonies à la limite sud de l’aire de répartition. Les phénomènes météorologiques violents associés aux changements climatiques sont de plus en plus fréquents, ce qui contribue à l’échouage massif d’Océanites cul-blanc, et les changements écosystémiques associés à des températures anormalement élevées peuvent avoir une incidence sur la disponibilité de proies dans les aires de reproduction et d’hivernage. L’exposition à des teneurs élevées de mercure, ainsi qu’à d’autres contaminants par l’ingestion de particules de plastique, peut avoir des effets négatifs sur la survie des adultes, le succès reproductif et le recrutement.

Protection, statuts et classements

L’Océanite cul-blanc est protégé au Canada par la Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux migrateurs; il est également protégé aux États-Unis et au Mexique en vertu d’une législation parallèle. À l’heure actuelle au Canada, 29 îles, qui abritent au total 93 % de la population d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique, sont protégées à titre de refuges d’oiseaux migrateurs ou de parcs nationaux par le gouvernement fédéral, ou à titre d’aires de gestion de la faune ou de réserves écologiques d’oiseaux de mer par des provinces.

Résumé technique

Nom scientifique : Oceanodroma leucorhoa

Nom français : Océanite cul-blanc (population de l’Atlantique)

Nom anglais : Leach’s Storm-Petrel (Atlantic population)

Répartition au Canada : Québec, Nouveau-Brunswick, Île-du-Prince-Édouard, Nouvelle-Écosse, Terre-Neuve-et-Labrador, océan Atlantique

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, selon la plus longue période, jusqu’à un maximum de 100 ans, ou 10 % sur 100 ans]
Inconnu; aucune analyse n’a été effectuée.

Menaces

Un calculateur de menaces a été rempli pour cette espèce le 13 janvier 2020 par : Sabina Wilhelm, April Hedd, Greg Robertson, Ingrid Pollet (rédacteurs du rapport), Richard Elliot (coprésident du SCS), David Fraser (animateur), Marie-France Noël (Secrétariat du COSEPAC), Courtney Baldo, Louise Blight, Neil Burgess, Josh Cunningham, Dave Fifield, Marcel Gahbauer, Carina Gjerdrum, Rielle Hoeg, Andy Horn, Jessica Humber, Elsie Krebs, Bob Mauck, Mark McGarrigle, Pam Mills, Bill Montevecchi, Allison Moody, Jean-François Rail, Michael Rodway, Rob Ronconi, Donald Sam, Dave Shutler, Iain , Laura Tranquilla.

L’impact global des menaces attribué est élevé-élevé, et les menaces suivantes pesant sur l’espèce ont été déterminées. Elles sont présentées ici en ordre décroissant d’impact :

3.1 Forage pétrolier et gazier (moyen)
8.2 Espèces indigènes problématiques (moyen)
9.6 Apports excessifs d’énergie (moyen-faible)
11.1 Déplacement et altération de l’habitat (moyen-faible)
8.1 Espèces exotiques (non indigènes) envahissantes (faible)
9.2 Effluents industriels et militaires (faible)
9.4 Déchets solides et ordures (faible)
11.4 Tempêtes et inondations (faible)
7.3 Autres modifications de l’écosystème (négligeable)
6.1 Activités récréatives (négligeable)
6.3 Travail et autres activités (négligeable)
3.3 Énergie renouvelable (inconnu)
9.5 Polluants atmosphériques (inconnu)

Quels autres facteurs limitatifs sont pertinents?

L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique a un faible potentiel de reproduction (première reproduction à l’âge de 6 ou 7 ans et élevage d’un oisillon par an maximum), de sorte que les taux de survie annuels constamment faibles des adultes, observés actuellement dans de nombreuses colonies, contribuent aux déclins de la population et limitent gravement sa capacité de rétablissement. Les adultes en âge de se reproduire sont très fidèles à des colonies de nidification particulières, ce qui peut limiter la croissance des colonies, les adultes ne se déplaçant pas vers d’autres colonies même si les conditions locales contribuent à leur faible taux de survie. Les taux de dispersion natale élevés des Océanites cul-blanc de l’Atlantique juvéniles peuvent être un facteur limitatif si l’émigration des jeunes oiseaux des colonies canadiennes est plus importante que l’immigration d’individus provenant de colonies d’autres pays de l’Atlantique Nord.

Nature délicate de l’information sur l’espèce

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

Statut actuel

Historique du statut selon le COSEPAC : Espèce désignée « menacée » en novembre 2020.

Statut et justification de la désignation

Statut : Menacée

Code alphanumérique : Correspond aux critères de la catégorie « espèce en voie de disparition » A2bce+4bce, mais désignée comme « espèce menacée », critères A2bce+4bce, car la population est répandue et abondante, et n’est donc pas exposée à une disparition imminente.

Justification de la désignation : Ce petit oiseau de mer pélagique et longévif a une vaste aire de répartition mondiale et niche sur des îles extracôtières au sein de populations isolées dans l’Atlantique Nord et le Pacifique Nord. La population de l’Atlantique niche dans des terriers dans plus de 80 colonies dans l’Est canadien. L’espèce parcourt souvent des centaines de kilomètres pour se nourrir de minuscules poissons bioluminescents. Cette population hiverne dans les eaux équatoriales productives de l’océan Atlantique, et certains individus se rendent jusque dans les eaux au large de l’Afrique du Sud et du Brésil. Selon des relevés réalisés dans 8 grandes colonies, le nombre d’individus a diminué de 54 % au cours des 3 dernières générations (44 ans), et le taux de déclin est à la hausse. Certaines colonies du Québec ont disparu ces dernières années. De plus, des colonies croissantes de Macareux moines ont évincé l’espèce de son habitat de nidification de prédilection dans plusieurs de ses grandes colonies. Le faible taux de survie des adultes lié aux taux de prédation accrus par les goélands semble être un facteur démographique clé des déclins observés. Les déclins devraient se poursuivre. Parmi les autres menaces figurent les changements dans le réseau trophique de l’Atlantique Nord-Ouest, la production pétrolière et gazière extracôtière et l’attirance de l’espèce pour les sources de lumière artificielle, qui peuvent causer des collisions et piéger les jeunes oiseaux. Malgré ces diminutions, la population globale, qui compte un nombre estimé à environ 5 millions d’individus matures se reproduisant au Canada, demeure grande et répandue.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Correspond aux critères de la catégorie « espèce en voie de disparition » A2bce et A4bce. Le déclin de 54 % du nombre d’individus matures observé au cours des 3 dernières générations (44 ans), d’après les tendances tirées des relevés des colonies de nidification, est supérieur au seuil. Ce déclin repose en partie sur la diminution de l’indice de zone d’occupation et de l’étendue et de la qualité de l’habitat, ainsi que sur les effets de la compétition pour l’habitat de nidification, de la prédation par les goélands et de la pollution lumineuse. Ces déclins et ces effets sont susceptibles de se poursuivre dans le futur, d’après l’impact global des menaces évalué comme étant élevé, et d’être accompagnés d’un déclin de la population supérieur à 50 % sur une période de 3 générations commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) : Ne s’applique pas, car la zone d’occurrence de 850 992 km² est supérieure aux seuils et l’IZO de 284 km² est inférieur au seuil de la catégorie « espèce en voie de disparition », mais la population n’est pas gravement fragmentée, se trouve dans plus de 10 localités et ne connaît aucune fluctuation extrême.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Ne s’applique pas, car l’estimation de 5 277 000 individus matures dans la population est supérieure aux seuils.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Ne s’applique pas, car l’estimation de 5 277 000 individus matures dans la population est supérieure aux seuils et l’IZO est supérieure à 20 km².

Critère E (analyse quantitative) : Ne s’applique pas, car aucune analyse n’a été effectuée.

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

(2020)

Espèce sauvage

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

Disparue (D)

Espèce sauvage qui n’existe plus.

Disparue du pays (DP)

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

En voie de disparition (VD)*

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

Menacée (M)

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

Préoccupante (P)**

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

Non en péril (NEP)***

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

Données insuffisantes (DI)****

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

* Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.

** Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.

*** Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.

**** Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».

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

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

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Nom scientifique : Oceanodroma leucorhoa

Nom français : Océanite cul-blanc (population de l’Atlantique)

Nom anglais : Leach’s Storm-Petrel (Atlantic population)

Classification : Classe : Oiseaux

Ordre : Procellariiformes

Famille : Hydrobatidés

Les noms vernaculaires synonymes utilisés à Terre-Neuve (en anglais) pour désigner l’espèce sont Mother Carey’s Chicken, Mother Carey’s Chick, Pall Carey, Carey’s Chicken, Carey’s Chick, Carey, et Mother Careys (Montevecchi et Wells, 1987).

Le nom scientifique Oceanodroma leucorhoa (Vieillot, 1818) est synonyme de Hydrobates leucorhous; ce dernier a été proposé dans l’ouvrage Handbook of the Birds of the World (Carboneras et al., 2019) et par BirdLife International (BirdLife International, 2018), et a par la suite été adopté par de nombreux organismes.

Description morphologique

L’Océanite cul-blanc est un petit (∼ 45 g) oiseau de mer à narines tubulaires; ses plumes sont brun noirâtre foncés, ses longues ailes sont coudées et sa queue est fourchue (photo de la page titre). Il affiche une large bande diagonale pâle sur ses ailes formée par les grandes tectrices secondaires et, dans une grande partie de son aire de répartition, y compris au Canada, il se distingue par une tache blanche sur le croupion (Pollet et al., 2019a). À leur envol, les juvéniles ressemblent aux adultes, à l’exception du fait qu’ils ont un plumage gris foncé plutôt que brun noirâtre. Le plumage nuptial et le plumage de base (hiver) sont similaires, sauf que les plumes foncées deviennent graduellement plus brunes avec le temps, toutes classes d’âge confondues. L’espèce est monomorphe sur le plan sexuel (Pollet et al., 2019a).

Structure spatiale et variabilité de la population

L’Océanite cul-blanc se reproduit sur des îles extracôtières dans les océans Atlantique Nord et Pacifique Nord, dans des colonies dont la taille varie entre des dizaines et des millions de couples reproducteurs. Même si la taxinomie de l’Océanite cul-blanc a suscité de la controverse et de la confusion (Pollet et al., 2019a), deux sous-espèces sont actuellement reconnues : O l. leucorhoa et O. l. chapmani. Cette dernière sous-espèce ne se reproduit que sur les îles au large de la péninsule de la Basse-Californie, au Mexique, et seule la première sous-espèce (O. l. leucorhoa) se trouve au Canada.

Environ 500 000 couples (1 million d’individus matures) de la population du Pacifique se reproduisent dans des colonies largement dispersées le long de la côte de la Colombie-Britannique (Hipfner, 2015). Les populations d’Océanites cul-blanc qui se reproduisent le long des côtes atlantique et pacifique du Canada sont génétiquement distinctes. Bicknell et al. (2012) et Taylor et al. (2018) ont étudié la structure génétique des populations d’O. l. leucorhoa dans l’ensemble de l’Atlantique Nord et dans une partie de l’aire de répartition dans le Pacifique Nord au moyen de l’ADN mitochondrial et de marqueurs microsatellites. Ces deux études ont révélé une différenciation importante entre la population nichant dans l’océan Atlantique et celle nichant dans l’océan Pacifique Nord.

Des études de la génétique des populations indiquent que les Océanites cul-blanc nichant dans la région de l’océan Atlantique ne représentent qu’une seule métapopulation (Bicknell et al., 2012). La structure génétique des colonies de l’océan Atlantique est homogène (Bicknell et al., 2012), notamment en raison des taux de dispersion élevés, car la plupart des oiseaux immatures émigrent de leur colonie natale et sont recrutés dans d’autres colonies de l’océan Atlantique (Bicknell et al., 2013), et ce, même si les adultes en âge de se reproduire ne se déplaceraient pas entre les colonies.

Unités désignables

Il existe des preuves convaincantes qui justifient de considérer les populations d’Océanites cul-blanc nichant sur les côtes de l’Atlantique et du Pacifique, au Canada, comme des populations distinctes et importantes dans l’évolution; elles sont donc considérées comme deux unités désignables (UD) distinctes aux fins de l’évaluation de la situation de l’espèce. Comme il a été mentionné précédemment (voir Structure spatiale et variabilité de la population), des analyses génétiques montrent que ces populations sont génétiquement distinctes (Bicknell et al., 2012; Taylor, et al., 2018). Ces populations sont aussi géographiquement isolées et occupent différentes écozones canadiennes. En outre, leurs aires d’hivernage respectives ne se chevauchent pas; les oiseaux des colonies de l’Atlantique hivernent depuis les eaux équatoriales jusqu’aux eaux tempérées de l’océan Atlantique Sud, tandis que les oiseaux des colonies du Pacifique hivernent dans l’est du Pacifique tropical (Pollet et al., 2014; Halpin et al., 2018; Pollet et al., 2019 b; Hedd, données inédites). La taille et les tendances de la population de l’Atlantique sont relativement bien connues, alors que celles de la population du Pacifique le sont moins. Ces populations occupent des bassins océaniques différents, par conséquent les facteurs naturels et anthropiques auxquelles elles sont exposées et qui influent sur leur taille et leurs tendances sont susceptibles de différer. Même si Bicknell et al. (2012) fournissent des preuves que les échanges de gènes sont très limités entre les océans, la nature fortement philopatrique des adultes à la suite du recrutement (Pollet et al., 2019a) et les occasions limitées pour les reproducteurs de l’Atlantique de se mêler aux reproducteurs du Pacifique, et vice-versa, en dehors de la période de reproduction, semblent indiquer que ces échanges ne limiteraient probablement pas les adaptations locales.

Le présent rapport contient l’évaluation de la situation de l’Océanite cul-blanc, population de l’Atlantique (ci-après appelée « Océanite cul-blanc de l’Atlantique »), qui correspond à l’UD regroupant les oiseaux qui nichent dans l’Est du Canada, c’est-à-dire dans les provinces de Terre-Neuve-et-Labrador, du Nouveau-Brunswick, de la Nouveau-Écosse et du Québec. Le présent rapport considère la population nichant sur la côte du Pacifique de la Colombie-Britannique comme une UD distincte; cette population est appelée Océanite cul-blanc, population du Pacifique (ou Océanite cul-blanc du Pacifique), et sa situation n’est pas évaluée ici.

Importance de l’espèce

L’Océanite cul-blanc est la plus petite et la plus répandue des espèces procellariiformes nichant dans l’hémisphère Nord (Pollet et al. 2019a), et sa population mondiale est estimée à plus de 16 millions d’individus (Pollet et al., 2019a). Le Canada a une responsabilité importante envers l’espèce à l’échelle planétaire, puisqu’il abrite près 40 % de la population reproductrice mondiale. L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique au Canada représente environ un tiers de la population reproductrice mondiale, et la plus grande colonie occupe l’île Baccalieu, à Terre-Neuve-et-Labrador (Sklepkovych et Montevecchi, 1989; Pollet et al., 2019a; Wilhelm et al., 2020). Aucune connaissance traditionnelle autochtone au sujet de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique n’était disponible. Cependant, l’espèce fait partie d’écosystèmes côtiers et marins importants pour les peuples autochtones qui reconnaissent l’interconnectivité de toutes les espèces au sein d’un écosystème.

Répartition

Aire de répartition mondiale

L’Océanite cul-blanc a une vaste aire de répartition mondiale, et son aire de reproduction est principalement confinée dans l’hémisphère Nord, sur des îles extracôtières des océans Atlantique et Pacifique (Figure 1). Dans l’Atlantique Nord, les principaux lieux de reproduction se trouvent au Canada et dans le territoire français adjacent de Saint-Pierre-et-Miquelon; de plus petites populations se trouvent dans le nord-est des États-Unis, en Écosse, en Islande, en Norvège, dans les îles Féroé (Danemark) et en Irlande (tableaux 1 et 2). De très petits nombres nichent également sur les îles au large de l’Afrique du Sud (Underhill et al., 2002). Les oiseaux passent la période internuptiale (de novembre à avril) exclusivement en mer, où ils sont largement répartis. Dans l’Atlantique, de nombreux individus hivernent dans les régions tropicales, en particulier au large de l’Afrique de l’Ouest et du Brésil (Pollet et al., 2014, 2019a; Hedd, données inédites).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Legend = Légende

Native (resident) = Population indigène (résidente)

Native (non-breeding) = Population indigène (non reproductrice)

Introduced = Population introduite

Possibly extinct or extirpated = Population possiblement disparue ou disparue du pays

Native (breeding) = Population indigène (reproductrice)

Reintroduced = Population réintroduite

Origin uncertian = Population d’origine inconnue

Extinct or extirpated = Population disparue ou disparue du pays

Japan = Japon

South Korea = Corée du Sud

Papua New Guinea = Papouasie-Nouvelle-Guinée

Australia = Australie

New Zealand = Nouvelle-Zélande

North Pacific Ocean = Océan Pacifique Nord

South Pacific Ocean = Océan Pacifique Sud

United States = États-Unis

Mexico = Mexique

Colombia = Colombie

Brazil = Brésil

Peru = Pérou

Bolivia = Bolivia

Chile = Chili

Argentina = Argentine

North Atlantic Ocean = Océan Atlantique Nord

South Atlantic Ocean = Océan Atlantique Sud

Iceland = Islande

Finland = Finlande

Sweden = Suède

Norway = Norvège

United Kingdom = Royaume-Uni

Poland = Pologne

Germany = Allemagne

Ukraine = Ukraine

Spain = Espagne

Italy = Italie

Algeria = Algérie

Libya = Libye

Egypt = Égypte

Sudan = Soudan

Chad = Tchad

Ethiopia = Éthiopie

DRC = RDC

Tanzania = Tanzanie

Namibia = Namibie

South Africa = Afrique du Sud

Madagascar = Madagascar

Turkey = Turquie

Saudi Arabia = Arabie saoudite

Kazakhstan = Kazakhstan

Afghanistan = Afghanistan

Pakistan = Pakistan

India = Inde

Indian Ocean = Océan Indien

Map data © 2019 = Données cartographiques © 2019

Terms of Use = Conditions d’utilisation

Figure 1 : Aire de répartition mondiale de l’Océanite cul-blanc (Oceanodroma leucorhoa). Tirée de BirdLife International (2019).

Aire de répartition canadienne

L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique se reproduit dans 93 sites le long de la côte Est du Canada (tableau 1 et 2), depuis le sud du Labrador jusqu’à l’embouchure de la baie de Fundy (Figure 2), ce qui comprend le golfe du Saint-Laurent et les îles le long de la côte nord du Québec (Lormée et al., 2012; Wilhelm, 2017; Rail, données inédites). Onze sites dans l’Atlantique canadien abritent un nombre important d’individus (c.-à-d. plus de 20 000 individus matures); les oiseaux nichent le plus fréquemment le long des côtes est et nord-est de Terre-Neuve et de la péninsule de Burin ainsi que le long de la côte atlantique de la Nouvelle-Écosse (Figure 2). De plus petites colonies sont présentes dans l’archipel de Grand Manan, la baie de Fundy (Nouveau-Brunswick), le golfe du Saint-Laurent (côte nord du Québec, Gaspésie, îles de la Madeleine) ainsi que dans la péninsule nord et sur la côte sud de Terre-Neuve. Il est important de noter que le Grand Colombier, où se trouve une colonie d’oiseaux de mer abritant un nombre important d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique (environ 400 000 individus matures), est situé à 20 km de la côte de la péninsule de Burin, à Terre-Neuve, mais qu’il se trouve au sein du territoire français de Saint-Pierre-et-Miquelon (Lormée et al., 2012; Duda et al., 2020a; Figure 2).

L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique nichant dans les colonies de Terre-Neuve se nourrit au-dessus ou au-delà du plateau continental, du cône Laurentien au Grand Banc, au bonnet Flamand et au bassin Orphan, et au-delà du plateau dans le bassin de Terre-Neuve jusqu’à l’ouest de la mer du Labrador (Hedd et al., 2018; figure, 3). Les océanites nichant dans les colonies de la Nouvelle-Écosse se nourrissent aussi principalement dans les eaux profondes, au large du plateau néo-écossais et au sud-ouest du Grand Banc (Hedd et al., 2018; Figure 3). En revanche, l’Océanite cul-blanc nichant dans la baie de Fundy, au Nouveau-Brunswick, se nourrit dans les eaux peu profondes du golfe du Maine et le banc de Georges (Hedd et al., 2018; Figure 3). L’Océanite cul-blanc ne se reproduit pas sur l’Île-du-Prince-Édouard (Elliot, 2015), même si de petits nombres se trouvent rarement, mais régulièrement, à plusieurs kilomètres des côtes nord-est et est de la province à la fin de l’été et au début de l’automne (McAskill et al., 2014).

Le suivi d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique provenant de cinq colonies canadiennes indique que l’aire de répartition des oiseaux est vaste pendant la période internuptiale et que les oiseaux passent l’hiver dans le bassin de l’Atlantique Est, entre les tropiques et le sud de l’Afrique, et dans le bassin de l’Atlantique Ouest, au large du Brésil (Pollet et al., 2014, 2019 b; Hedd, données inédites; Figure 4). Environ un tiers des Océanites cul-blanc de l’Atlantique qu’on a munis d’un appareil de géolocalisation dans les colonies de nidification du Canada hivernaient au large de la côte sud-ouest de l’Afrique, et le reste, au large de l’Amérique du Sud (Pollet et al. 2019 b; Hedd, données inédites).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Esri, Garmin, GEBCO, NOAA NGDC, and other contributors = ESRI, Garmin, GEBCO, NGDC de la NOAA et autres contributeurs

St. Lawrence River = Fleuve Saint-Laurent

Bay of Fundy = Baie de Fundy

Gulf of St. Lawrence = Golfe du Saint-Laurent

Cabot Strait = Détroit de Cabot

Sable Island Bank = Banc de l’île de Sable

Banquereau = Banquereau

Hamilton Bank = Banc Hamilton

Newfoundland = Mer de Terre-Neuve

Newfoundland = Terre-Neuve

St. Pierre Bank = Banc de St-Pierre

Grand Banks of Newfoundland = Grand Banc

Pairs = couples

Kilometers = Kilomètres

Please replace commas with spaces in the numbers: 1 000, 100 000, etc.

Figure 2 Aire de répartition et taille relative des colonies de nidification de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique dans l’Est du Canada (cercles orange) et le territoire français de Saint-Pierre-et-Miquelon (cercle rouge). Carte élaborée par S. Wilhelm d’après les données à l’annexe 1.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Colony = Colonie

Baccalieu = Baccalieu

Gull = Gull

Middle Lawn = Middle Lawn

Country = Country

Bird = Bird

Bon Portage = Outer (Bon Portage)

Kent = Kent

Kilometers = Kilomètres

Figure 3 : Trajets de recherche de nourriture de 131 Océanites cul-blanc de l’Atlantique provenant de 7 colonies de nidification de l’Est du Canada pendant la période d’incubation, de 2013 à 2014 (Hedd et al., 2018).

Figure 4 : Aire de répartition en période internuptiale de 13 Océanites cul-blanc de l’Atlantique ayant fait l’objet d’un suivi au moyen de géolocalisateurs (Global Location Sensors, ou GLS) et provenant de l’île Outer (Bon Portage) et de l’île Country, en Nouvelle-Écosse, en A) 2012-2013 et 2013-2014, et en B) 2014-2015 et 2015-2016 (Pollet et al., 2019b). Aire d’hivernage (de décembre à février) de 22 Océanites cul-blanc de l’Atlantique ayant fait l’objet d’un suivi à partir de C) l’île Gull (en 2012-2013 et en 2014-2015), et de D) l’île Baccalieu (de 2013-2014 à 2017-2018; Hedd, données inédites), à Terre-Neuve. Les différentes couleurs sur les cartes représentent des mentions de différents individus.

Zone d’occurrence et zone d’occupation

La zone d’occurrence de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique est estimée à 850 992 km², d’après le plus petit polygone convexe tracé autour de toutes les colonies canadiennes où la nidification a été confirmée depuis 1970 (Figure 5).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Atlantic Leach’s Storm-Petrel colonies in Eastern Canada = Colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique dans l’Est du Canada

Recent = Colonies récentes

Historical = Colonies passées

Extent of Occurrence = Zone d’occurrence

EOO (minimum polygon): 850,992 km² = Zone d’occurrence (plus petit polygone convexe) : 850 992 km²

Index of Area of Occupancy = Indice de zone d’occupation

IAO (based on 2 km x 2 km grid): 284 km² = IZO (selon une grille à carrés de 2 km de côté) : 284 km²

New-Brunswick = Nouveau-Brunswick

Nova Scotia = Nouvelle-Écosse

Gulf of St. Lawrence = Golfe du Saint-Laurent

Cabot Strait = Détroit de Cabot

Bay of Fundy = Baie de Fundy

Kilometres = Kilomètres

Figure 5 : Carte montrant les récentes colonies où la nidification a été confirmée depuis 1970 (cercles pleins noirs) et les colonies de nidification passées (aucune confirmation depuis 1970; cercles vides) de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique dans l’Est du Canada. La zone d’occurrence est délimitée par le polygone orange, et l’indice de zone d’occupation (IZO) est indiqué par un point rouge dans les cercles pleins noirs montrant les colonies récentes. Carte élaborée par S. Allen, Secrétariat du COSEPAC, d’après les données à l’annexe 1.

L’indice de zone d’occupation (IZO) est de 284 km², d’après le nombre de carrés de 2 km de côté qui comprend les coordonnées des récentes colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique où la nidification a été confirmée depuis 1970 (Figure 5).

L’IZO a diminué au cours des trois dernières générations, à la suite de l’abandon de dix colonies au sein de l’aire de répartition actuelle qui abritaient autrefois un petit nombre d’océanites reproducteurs, mais où aucun n’était présent lors de la dernière visite (Figure 5, annexe 1). La diminution correspondante de l’IZO est estimée à environ 11 % sur 3 générations. Comme toutes les visites de colonies qui ont permis de constater l’abandon de sites ont été effectuées en 1990 ou après (annexe 1), on peut dire que cette diminution a en fait été observée au cours des deux dernières générations. Il convient de noter que cette estimation est approximative, car certaines colonies récentes n’étaient peut-être pas actives en 1970, et d’autres, qui n’ont pas récemment fait l’objet d’une visite, ne sont peut-être plus occupées.

Activités de recherche

La répartition et l’abondance des Océanites cul-blanc de l’Atlantique reproducteurs doivent être déterminées à partir de relevés au sol puisque l’espèce n’est pas observée dans les colonies le jour en raison de ses habitudes nocturnes pendant la période de reproduction. Le suivi systématique d’importantes colonies d’oiseaux de mer, effectué à l’échelle de l’Est du Canada depuis les années 1970 et 1980, a été essentiel à la localisation de grandes colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique, et à l’établissement d’estimations démographiques fiables (Nettleship, 1980; Cannell et Maddox, 1983; Cairns et al., 1989; Erskine, 1992). Depuis 2001, des activités ont été réalisées dans le but de mettre à jour les estimations de la population dans les colonies importantes d’océanites de la région (Robertson et al., 2006; Wilhelm et al., 2015, 2017, 2020; Pollet et Shutler, 2018; d’Entremont et al., 2020). Des colonies qui n’avaient pas été signalées par le passé ont été détectées lors de relevés visant d’autres oiseaux de mer reproducteurs en Nouvelle-Écosse et au Nouveau-Brunswick (Ronconi et Wong, 2003; Wilhelm, 2017). En outre, des dispositifs d’enregistrement acoustique ont été installés sur des îles le long de la côte nord du Québec et en Nouvelle-Écosse afin de détecter de nouvelles colonies ainsi que la présence de l’Océanite cul-blanc où des colonies étaient autrefois actives (Rail, comm. pers., 2019; d’Entremont, comm. pers., 2020). Mises en commun, ces approches favorisent une compréhension exhaustive de la répartition et de l’abondance actuelles de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique.

Habitat terrestre

Besoins en matière d’habitat terrestre

L’Océanite cul-blanc niche sur des îles boisées ou recouvertes de végétation dans des terriers qu’il creuse ou, moins fréquemment, dans des crevasses naturelles (Pollet et al., 2019a). Les caractéristiques du sol de différents types d’habitat peuvent avoir une incidence sur la qualité de l’habitat. La densité de terriers d’Océanites cul-blanc est positivement corrélée avec la profondeur du sol, les sols étant généralement plus profonds dans les forêts, les prés et les habitats à graminées (Grimmer, 1980; Stenhouse et Montevecchi, 2000) que dans les landes (Sklepkovych et Montevecchi, 1989). La compressibilité du sol, ainsi que sa teneur en humidité, perturbe également la qualité de l’habitat, et l’Océanite cul-blanc préfère creuser son terrier dans un sol meuble (Mackinnon, 1988; Stenhouse et Montevecchi, 2000) et sec (Fricke et al., 2015).

Des changements dans la végétation, parfois associés à l’élimination d’herbivores envahissants (d’Entremont et al., 2020), peuvent entraîner des changements de l’utilisation de l’habitat par les océanites au fil du temps.

La qualité de l’habitat varie également en fonction de la présence d’oiseaux prédateurs. Par exemple, sur les îles où des goélands (Larus spp.) sont présents et nichent dans des milieux ouverts, l’Océanite cul-blanc niche principalement dans les forêts (Mackinnon, 1988; Stenhouse et al., 2000; Wilhelm et al., 2015), tandis que, là où il n’y a pas de grandes colonies de goélands, l’Océanite cul-blanc niche en plus forte densité dans des milieux ouverts composés de fougères et de graminées que dans des forêts (Wilhelm et al., 2020). Des déclins à grande échelle des populations reproductrices de Goélands argentés (Larus argentatus) et de Goélands marins (L. marinus) se sont produits dans l’Est du Canada depuis la baisse des activités de pêche aux poissons de fond dans les années 1990 et l’amélioration des pratiques de gestion des déchets, qui avaient artificiellement augmenté le nombre de goélands présents en fournissant des sources de nourriture anthropiques (Regular et al., 2013; Wilhelm et al., 2016). En raison de leur grand nombre, les goélands avaient altéré l’habitat des colonies d’Océanites cul-blanc sur les îles Gull et Great, à Terre-Neuve, en particulier les prés que celles-ci occupaient (Bond et al., 2016). Toutefois, des Goélands argentés se sont récemment établis ou rétablis dans une colonie sur l’île Baccalieu, à Terre-Neuve, à la suite de la disparition des renards roux résidents (Montevecchi, comm. pers., 2020), qui les avaient probablement dissuadés d’y nicher (Sklepkovych et Montevecchi, 1989; Wilhelm et al., 2020).

Tendances en matière d’habitat terrestre

L’habitat qui convient à la nidification est limité aux îles extracôtières, et, même si les tendances de l’habitat terrestre sont généralement stables dans l’ensemble, certains changements notables se sont produits. Par exemple, des Macareux moines (Fratercula arctica) creusent des terriers (nids) dans l’habitat herbeux qu’utilisent des Océanites cul-blanc nicheurs dans les trois plus grandes colonies de Terre-Neuve, ce qui force ces derniers à se déplacer ou réduit la quantité de leur habitat de prédilection disponible (Wilhelm et al., 2015, 2020; Wilhelm, données inédites). Les parts des différents types d’habitats ont changé sur l’île Baccalieu, mais les causes de ces changements sont inconnues : l’habitat forestier a diminué de 70,6 ha (25 %) de 1984 à 2013 (Wilhelm et al., 2019). Cependant, les milieux composés de fougères, qui soutiennent les plus fortes densités d’Océanites cul-blanc sur l’île, sont passés de 15,4 ha à 53,9 ha au cours de la même période, et ils abritent maintenant plus de la moitié des effectifs d’océanites présents sur l’île (plus de 2 millions d’individus matures; Wilhelm et al., 2020).

La propagation de sphaignes (Sphagnum spp.) sur l’île Outer (aussi appelée « Bon Portage » en anglais), en Nouvelle-Écosse, de 2001 à 2017, a réduit la quantité d’habitat de nidification potentiel disponible ainsi que sa qualité en créant un sol humide qui ne convient pas à la nidification de l’Océanite cul-blanc (Pollet et Shutler, 2018). La qualité de l’habitat terrestre convenable à cet endroit est davantage compromise par la présence d’espèces introduites comme le cerf de Virginie (Odocoileus virginianus) et le lièvre d’Amérique (Lepus americanus), dont le broutage empêche la régénération des forêts (Pollet, obs. pers.; Shutler, comm. pers., 2019). Le lièvre d’Amérique avait autrefois causé une dégradation similaire de l’habitat sur l’île Kent, au Nouveau-Brunswick, mais les individus de cette espèce ont été éradiqués en 2007 (Wheelwright, 2016; d’Entremont et al., 2020).

Habitat marin

Besoins en matière d’habitat marin

L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique s’alimente au-dessus du plateau continental pendant la période de reproduction et se déplace dans les eaux libres des océans pour se nourrir de petits poissons abondants, principalement de poissons-lanternes mésopélagiques (famille des Myctophidés) et de crustacés (Hedd et Montevecchi, 2006; Hedd et al., 2009, 2018; voir Régime alimentaire et quête de nourriture ci-après). Par conséquent, les caractéristiques de l’habitat associé aux aires d’alimentation varient en fonction de la profondeur (en moyenne entre 900 et 4 000 m), de la température à la surface de la mer (de 10,6 à 23,3 °C) et de la concentration de chlorophylle a (de 0,2 à 0,9 mg/m³) à l’échelle de l’aire d’alimentation estivale dans l’Est du Canada (Hedd et al., 2018).

En hiver, la probabilité d’occurrence de l’Océanite cul-blanc est positivement associée à des températures élevées à la surface de la mer et à de fortes concentrations de chlorophylle a (Pollet et al., 2019b) en zones à remontée d’eau productive et en zones côtières fortement eutrophes. Ces zones de production primaire nette (Boyd et al., 2014; voir Tendances en matière d’habitat marin ci-après) comprennent des fronts et des tourbillons où les remontées d’eau apportent les proies à la surface (Pollet et al., 2019a; voir Régime alimentaire et quête de nourriture ci-après). La production primaire nette correspond au stockage de l’énergie produite par les plantes par photosynthèse et pouvant être consommée par le zooplancton, qui constitue la base des chaînes alimentaires de l’écosystème marin (Boyd et al., 2014). Le plancton constitue une source de nourriture riche pour les petits poissons et les copépodes, eux-mêmes à la base du régime alimentaire de l’Océanite cul-blanc (Hedd et al., 2009; voir Régime alimentaire et quête de nourriture ci-après).

Tendances en matière d’habitat marin

Les changements dans l’habitat marin de l’Océanite cul-blanc ne sont pas encore bien compris, mais l’augmentation des activités anthropiques à proximité des colonies de nidification et du milieu marin dégrade la qualité de cet habitat.

La pollution lumineuse représente une menace pour l’Océanite cul-blanc, qui est de nature nocturne et attiré par la lumière. Il s’agit de l’une des pressions humaines à croissance rapide qui touchent le paysage naturel à l’échelle mondiale (Cinzano et al., 2001). Par conséquent, à cause du développement industriel et résidentiel, la qualité de l’habitat marin de l’Océanite cul-blanc diminue le long des côtes à proximité de grandes colonies à Terre-Neuve (îles Baccalieu, Gull et Great) et en Nouvelle-Écosse (île Country) (Wilhelm et al., 2013; Wilhelm, données inédites). De plus, l’habitat marin extracôtier de l’Océanite cul-blanc se dégrade, sous l’effet de l’augmentation de l’exploration et de la production pétrolières et gazières au Canada et à l’échelle internationale. La qualité des aires de reproduction et d’hivernage se détériore à mesure que la pollution par le pétrole et la lumière, provenant de sources comme le torchage, le trafic maritime, et les rejets opérationnels chroniques et déversements accidentels d’hydrocarbures, augmente (Fraser et al., 2006; Montevecchi, 2006; Ellis et al., 2013; Ronconi et al., 2015; Falchi et al., 2016; voir Catégorie de menace 3.1 : Forage pétrolier et gazier ci-après).

La production de déchets plastiques augmente à l’échelle planétaire (Jambeck et al., 2015), et le plastique entraîne une dégradation de l’habitat marin de tous les oiseaux de mer, y compris l’Océanite cul-blanc (O’Hanlon et al., 2017). La pollution par le plastique dans le milieu marin pose des risques directs pour l’Océanite cul-blanc, car les adultes sont susceptibles d’ingérer de petites particules et d’en donner à leur progéniture quand ils la nourrissent (Bond et Lavers, 2013; Krug, 2020; Krug et al., 2020; voir Catégorie de menace 9.4 : Déchets solides et ordures ci-après).

Selon les tendances à long terme, les changements climatiques auront une incidence sur la production primaire nette, qui diminuera dans les basses latitudes (c.-à-d. les tropiques) et augmentera dans les hautes latitudes (c.-à-d. l’Arctique; Boyd et al., 2014). Ces tendances pourraient abaisser la qualité de l’habitat marin d’hivernage de l’Océanite cul-blanc, ce qui pourrait avoir une incidence sur la survie des juvéniles et des adultes dans les lieux d’hivernage (voir Catégorie de menaces 11.1 : Déplacement et altération de l’habitat).

Biologie

L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique fait l’objet d’études continues depuis 1955 sur l’île Kent, au Nouveau-Brunswick, et d’études plus courtes sur l’île Machias Seal, au Nouveau-Brunswick, sur les îles Baccalieu, Great et Gull, à Terre-Neuve, et sur les îles Outer et Country, en Nouvelle-Écosse. La présente section s’appuie principalement sur des renseignements provenant de ces îles, complétés par des renseignements tirés de la portion de l’ouvrage Birds of North America consacrée à l’espèce (Pollet et al., 2019a).

Cycle vital et reproduction

Procellariiforme typique, l’Océanite cul-blanc est une espèce longévive, et le plus vieux reproducteur connu de l’espèce est âgé d’au moins 36 ans (Pollet et al., 2019a; Bird et al., 2020). Récemment, BirdLife a estimé que la durée de génération de l’espèce était de 14,81 ans dans des conditions normales (Bird et al., 2020). Si un taux de survie annuel élevé des adultes est considéré comme nécessaire au maintien de populations stables d’oiseaux de mer longévifs, de récentes études (2003-2018) montrent que le taux de survie annuel des Océanites cul-blanc de l’Atlantique adultes est faible dans une grande partie de l’aire de reproduction de l’Est du Canada (Fife et al., 2015; Pollet et al., 2019a; Fraser et Russell, données inédites; Hedd, données inédites). Le taux de survie apparent était estimé à 0,78 ± 0,04 sur l’île Outer, en Nouvelle-Écosse, de 2009 à 2014 (Fife et al., 2015), et des estimations inédites pour 3 colonies à Terre-Neuve, sur les îles Baccalieu (2013-2018), Gull (2003-2017; Hedd, données inédites) et Middle Lawn (2003-2008; Fraser et Russell, données inédites), varient entre environ 0,79 et 0,86. Des estimations antérieures concernant l’île Kent, au Nouveau-Brunswick, indiquaient que, même si le taux de survie des adultes augmentait généralement entre les années de reproduction 1-2, 2-3 et 3+, le taux de survie annuel moyen de 1962 à 1995 chez les oiseaux qui en étaient à leur troisième année de reproduction ou plus était de 0,87 ± 0,03 (Mauck et al., 2012).

Il est important de noter que le taux de survie annuel apparent, estimé à l’aide des mêmes techniques de terrain et au cours de la même période, était considérablement plus élevé pour les Océanites cul-blanc du Pacifique adultes nichant dans 2 sites de la côte de la Colombie-Britannique, soit 0,975 ± 0,01 (2006-2010; Rennie et al., 2020). Les taux de survie dans l’Atlantique canadien sont généralement inférieurs à ceux signalés pour l’Océanite cul-blanc à l’échelle mondiale (moyenne d’environ 0,84; Bird et al., 2020), les autres océanites et la plupart des oiseaux de mer à narines tubulaires apparentés (généralement supérieur à 0,90; examiné par Fife et al., 2015). Un taux de mortalité élevé chez les adultes peut être attribuable à une combinaison de facteurs (voir Menaces ci-après).

La première reproduction a été signalée dès l’âge de 3 ans, mais se produit le plus souvent à l’âge de 5 ans ou plus, et l’âge moyen à la première reproduction est estimé à 6-7 ans (Pollet et al., 2019a). Les individus peuvent chercher des terriers vides ou en creuser de nouveaux au moins une saison avant de se reproduire (Pollet et al., 2019a).

L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique retourne généralement dans la colonie en avril ou en mai (Pollet et al., 2019a). Il a un comportement strictement nocturne dans la colonie de nidification : les individus se rendent dans leur terrier et en repartent uniquement la nuit (Pollet et al., 2019a). Ils sont très fidèles au site, et les couples se réunissent chaque année dans leur terrier (Pollet et al., 2019a). Si un individu se déplace vers un nouveau terrier, celui-ci se trouve généralement à moins de 20 m de l’ancien site de nidification (Morse et Buchheister, 1979). La ponte a lieu entre la fin mai et la fin juillet, et la période d’incubation varie entre 37 et 50 jours (Pollet et al., 2019a). Les femelles pondent un œuf par saison, mais peuvent pondre une deuxième fois si le premier œuf est perdu tôt dans la saison de reproduction (Bond et Hobson, 2015). L’Océanite cul-blanc est monogame, et il n’existe aucune preuve de fécondation hors couple (Mauck et al., 1995). Les œufs éclosent entre le début juillet et la fin septembre. Les oisillons sont laissés sans surveillance après avoir été couvés pendant les premiers jours (de 1 à 5 jours), et les adultes ne se rendent dans leur terrier que la nuit pour nourrir leur petit (Pollet et al., 2019a).

Le succès de reproduction de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique varie au sein de son aire de reproduction. Le succès d’éclosion (proportion des œufs pondus ayant éclos) tend à être inférieur au succès d’envol (proportion des oisillons ayant éclos et survécu jusqu’à la mi-septembre), et les deux peuvent varier considérablement en fonction du site. À Terre-Neuve, de récentes études sur le succès de reproduction (proportion des œufs pondus ayant produit des oisillons qui ont survécu jusqu’à la mi-septembre) font état d’un succès de reproduction plus élevé qu’au début des années 1980 (Pollet et al., 2019a), ce qui laisse entendre que les conditions de reproduction se sont améliorées. En revanche, les Océanites cul-blanc nichant en Nouvelle-Écosse et au Nouveau-Brunswick connaissent actuellement des taux de reproduction annuels plus variables qu’avant 1988, ce qui pourrait être attribuable aux effets négatifs de la hausse des températures de l’océan sur le succès d’alimentation durant la période de reproduction (Pollet, 2017; Mauck et al., 2018). Le succès d’éclosion et le succès d’envol étaient plus élevés dans les terriers entourés d’autres terriers occupés, et les terriers occupés ont tendance à se trouver dans des zones où la densité de terriers est élevée, ce qui laisse croire que la vie en colonie joue un rôle important pour cette espèce ( et Montevecchi, 2000; Fricke et al., 2015).

Les oisillons âgés de 58 à 77 jours prennent leur envol par eux-mêmes la nuit (Mauck et Ricklefs, 2005; Pollet et al., 2019a). La période d’envol a lieu de la mi-septembre à la fin novembre, et certains adultes continuent de visiter leur terrier la semaine suivant l’envol de l’oisillon (Pollet et al., 2019a).

Le taux de mortalité semble être le plus élevé au cours des six premiers mois suivant le départ des jeunes de la colonie (Pollet et al., 2019a). Il existe peu de données sur les années précédant la reproduction de l’Océanite cul-blanc, mais, d’après des études génétiques, les individus préreproducteurs semblent se disperser largement dans l’océan Atlantique et peuvent visiter plusieurs colonies avant d’en choisir une où se reproduire (Bicknell et al., 2013; voir Déplacements et dispersion ci-après).

Physiologie et adaptabilité

L’Océanite cul-blanc a la capacité remarquable d’entreprendre de longs voyages à la recherche de nourriture, ce qui indique qu’il a une vaste aire d’alimentation (Pollet et al., 2014). De plus, il est particulièrement adapté pour s’alimenter la nuit et se nourrir de poissons bioluminescents qui migrent verticalement (Hedd et Montevecchi, 2006; Hedd et al., 2009), ce qui lui permet d’éviter la compétition avec d’autres oiseaux de mer pélagiques diurnes. Cependant, comme il se nourrit de poissons bioluminescents, l’Océanite cul-blanc pourrait avoir évolué de façon à rechercher des sources lumineuses la nuit, ce qui le rendrait susceptible à l’attirance aux lumières artificielles (voir Catégorie de menace 9.6 : Apports excessifs d’énergie et Catégorie de menace 3.1 : Forage pétrolier et gazier).

Régime alimentaire et quête de nourriture

L’Océanite cul-blanc se nourrit à la surface de l’eau en picorant ses proies lorsqu’il plane ou se déplace à la surface de la mer, et l’espèce se rassemble dans les zones de remontée d’eau et les lignes de convergence éphémères (Brown, 1988; Pollet et al., 2019a). Le régime alimentaire de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique est dominé par les poissons (90 % de la masse reconstituée) dans les colonies à Terre-Neuve, et les poissons-lanternes matures (famille des Myctophidés) et les lançons (Ammodytes spp.) sont les proies les plus souvent offertes aux oisillons; le reste du régime alimentaire est surtout composé de crustacés (amphipodes et euphausiacés; Hedd et Montevecchi, 2006; Hedd et al., 2009). Des études sur le régime alimentaire dans les colonies au Nouveau-Brunswick et en Nouvelle-Écosse montrent des proportions plus élevées de crustacés (en particulier d’euphausiacés) et des proportions plus faibles de poissons-lanternes (Frith et al., 2020) que dans les colonies à Terre-Neuve (Hedd et al., 2009).

Des relevés en mer confirment la présence de fortes densités d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique entre les colonies près des côtes et les sites d’alimentation en mer pendant la période de reproduction (d’avril à novembre; Figure 6a,b).

Déplacements et dispersion

Les Océanites cul-blanc de l’Atlantique adultes qui ont réussi à élever un oisillon quittent la colonie entre la mi-septembre et la mi-octobre (Pollet, 2017), mais certains individus reproducteurs restent jusqu’en novembre (Fifield, données inédites). Les individus qui ne sont pas parvenus à se reproduire peuvent quitter la colonie plus tôt. De nombreux océanites migrent d’abord vers les eaux européennes, où les pics d’abondance en novembre et en décembre dépassent la taille de la population européenne, notamment dans le golfe de Gascogne, en France (Hémery et Jouanin, 1988).

Les données obtenues à partir d’un petit nombre de géolocalisateurs déployés indiquent qu’environ deux tiers des Océanites cul-blanc de l’Atlantique en âge de se reproduire hivernent dans les eaux équatoriales, principalement dans l’Atlantique Nord, et se déplacent dans le sens horaire vers l’est dans l’océan Atlantique pendant la migration automnale, vers le sud jusque dans leur aire d’hivernage, puis retournent vers le nord pendant la migration printanière; le tiers restant semble hiverner aussi loin au sud que dans les eaux au large de l’Afrique du Sud (Pollet et al., 2019b; Hedd, données inédites; Figure 4). L’Océanite cul-blanc est pratiquement absent des eaux canadiennes en dehors de la période de reproduction (de décembre à mars; Figure 6c). Aucun renseignement n’est actuellement disponible en ce qui concerne la fidélité au site dans les aires d’hivernage.

Contrairement aux adultes reproducteurs, qui affichent une forte philopatrie à l’égard des sites de reproduction (Fricke et al., 2015), l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique n’ayant pas encore niché affiche une faible philopatrie natale, comme le montrent des études génétiques qui laissent entendre que les colonies d’Océanites cul-blanc dans l’océan Atlantique forment une seule métapopulation ayant un taux de dispersion natale élevé (Bicknell et al., 2012, 2013). Les études de baguage réalisées sur l’île Kent viennent corroborer le taux de dispersion natale élevé, car environ seulement 1 % de plus de 10 000 oisillons bagués ont été réobservés en train de se reproduire sur l’île (Pollet et al., 2019a; Mauck, comm. pers., 2020).

Figure 6 : Répartition en mer de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique dans les eaux canadiennes de l’Atlantique, pendant la période de reproduction (carte a, d’avril à juillet; carte b, d’août à novembre) et en dehors de la période de reproduction (carte c, de décembre à mars). Carte préparée par C. Gjerdrum, d’après des données de l’Atlas des oiseaux en mer dans l’est du Canada 2006-2016 (Environment and Climate Change Canada, 2016).

Relations interspécifiques

À Terre-Neuve et dans la colonie voisine du territoire français de Saint-Pierre-et-Miquelon, les Macareux moines nicheurs empiètent sur les zones utilisées par l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique pour se reproduire et réduisent ainsi la quantité d’habitat disponible (Lormée et al., 2012; Wilhelm et al., 2015, 2020).

Au Canada, les principaux oiseaux prédateurs de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique sont le Goéland argenté et Ie Goéland marin, qui s’attaquent aux adultes (Stenhouse et al., 2000; Bond, données inédites). Les corvidés, par exemple le Grand Corbeau (Corvus corax) et probablement la Corneille d’Amérique (C. brachyrhynchos), s’attaquent aux adultes, aux œufs et aux oisillons en fouillant dans les terriers (Pollet et al, 2019a). Des restes d’Océanite cul-blanc de l’Atlantique ont été trouvés dans les boulettes de régurgitation du Grand-duc d’Amérique (Bubo virginianus) et du Hibou des marais (Asio flammeus; Holt, 1987; Pollet et Shutler, 2019).

Les mammifères prédateurs qui s’attaquent aux adultes, aux œufs et aux oisillons sont, entre autres, le vison d’Amérique (Neovison vison), la loutre de rivière (Lontra canadensis), le campagnol des prés (Microtus pennsylvanicus) et le renard roux (Sklepkovych, 1986; Pollet et al., 2019a; Rock, données inédites). Voir la Catégorie de menace 8.2 : Espèces indigènes problématiques.

Taille et tendances des populations

Activités et méthodes d’échantillonnage

En tout, on a recensé 106 colonies abritant ou ayant abrité des Océanites cul-blanc de l’Atlantique dans l’Est du Canada (annexe 1) à l’aide de l’une des méthodes suivantes.

Dénombrement complet des trous

Pour les sites où il est possible de visiter l’île entière à la recherche de trous creusés par des océanites, l’approche la plus exacte pour effectuer des relevés dans les petites colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique consiste à examiner tous les trous menant aux terriers et à multiplier la proportion de terriers occupés par le nombre total de trous comptés. La méthode la plus commune pour déterminer la situation d’un terrier est la fouille, c.-à-d. que l’observateur insère son bras dans chaque trou pour évaluer son contenu et qu’il classe chacun des trous dans l’une des catégories suivantes : 1) entrée supplémentaire ou menant à un autre terrier, 2) trou trop court pour être un terrier (< 30 cm), ou 3) terrier (avec l’une des précisions suivantes : vide, adulte, adulte et œuf, œuf seulement, adulte et oisillon, oisillon seulement, contenu indéterminé). Le taux d’occupation des terriers est ensuite obtenu en calculant la proportion de terriers occupés (c.-à-d. les terriers abritant un adulte et/ou un œuf ou un oisillon) par rapport à tous les terriers dont le contenu a été évalué (c.-à-d. les terriers occupés et les terriers vides, sans compter les entrées, les terriers trop courts ou les terriers dont le contenu n’a pu être déterminé; Robertson et al., 2002; Wilhelm et al., 2015). Les terriers peuvent également être détectés par la repasse de chants, c’est-à-dire que le chant de l’Océanite cul-blanc est enregistré sur un dispositif portatif puis joué pendant quelques secondes à l’entrée du terrier; si un oiseau répond, alors le terrier est jugé occupé. Des facteurs de correction sont appliqués aux estimations du taux d’occupation obtenues à partir des techniques de repasse de chants, ce qui permet de tenir compte des oiseaux qui n’ont pas répondu (Ambagis, 2004).

Grille ou transects

Dans le cas des grandes colonies pour lesquelles il n’est pas possible d’effectuer un dénombrement complet des trous, les approches normalisées suivantes sont utilisées; elles sont décrites en détail dans Robertson et al. (2002), Lormée et al. (2012), Wilhelm et al. (2015) et d’Entremont et al. (2020). Des grilles ou des transects sont établis à l’échelle de l’île afin 1) de déterminer ou de préciser l’aire occupée par les océanites, et 2) de mesurer la densité des terriers occupés à l’aide d’évaluations de parcelles. Les lignes de transect ou les grilles à l’échelle de l’île sont habituellement espacées de 25 à 100 m, et un minimum de 100 parcelles (d’une superficie de 9 à 28,27 m²) sont établies aux intersections des grilles, ou à intervalles réguliers ou aléatoires le long d’une ligne de transect. Tous les trous d’Océanites cul-blanc dans une parcelle sont fouillés et évalués, comme il est décrit précédemment, et, pour chaque parcelle, la densité de terriers occupés est obtenue par la multiplication du taux d’occupation par la densité de terriers dans chaque parcelle. Les estimations de la taille des populations sont obtenues par la multiplication de la densité moyenne de terriers occupés par la superficie estimée occupée par les océanites.

Depuis 2011, une approche fondée sur le système d’information géographique (SIG) est utilisée pour estimer la superficie occupée par l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique, ce qui permet de délimiter avec précision la zone occupée et de mieux estimer la population (voir par exemple Wilhelm et al., 2015). Pour ce qui est des grandes colonies alambiquées où l’Océanite cul-blanc niche sur des pentes, des cartes de courbes de niveau sont intégrées à l’approche fondée sur le SIG, ce qui permet de fournir une estimation précise de la superficie sur les pentes (voir par exemple Wilhelm et al., 2015, 2020). Comparativement à une approche fondée sur le SIG, les approches habituelles qui ne sont pas fondées sur le SIG peuvent sous-estimer considérablement la superficie en pente calculée occupée par les océanites de sorte qu’il est important de s’assurer que les méthodes de relevé précédentes donnent des estimations comparables de la superficie occupée avant d’analyser les tendances de la population (voir par exemple Wilhelm et al., 2015, 2020).

Dispositifs d’enregistrement acoustique

Même si l’Océanite cul-blanc est généralement tranquille pendant la journée, il vocalise librement la nuit dans les colonies (Pollet et al., 2019a). Des dispositifs d’enregistrement acoustique automatisés placés sur les îles abritant vraisemblablement l’Océanite cul-blanc peuvent être utilisés pour confirmer sa présence et évaluer son abondance relative (Buxton et Jones, 2012). Cette approche est utilisée depuis 2014 pour confirmer la présence de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique se reproduisant à de faibles densités sur des îles éloignées de la côte nord du Québec et en Nouvelle-Écosse (Rail, comm. pers., 2019; d’Entremont, comm. pers., 2020). Elle constitue un outil de relevé limité, car elle peut seulement indiquer l’absence d’Océanites cul-blanc puisque, pour confirmer la présence d’Océanites cul-blanc reproducteurs, il faut trouver des terriers et évaluer leur contenu. En outre, il convient d’interpréter avec prudence les résultats des relevés acoustiques, car la relation entre les taux d’appel et l’abondance relative des Océanites cul-blanc reproducteurs varie selon le type d’habitat (Gladwell, 2019).

Abondance

La plupart des estimations de la population d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique publiées sont exprimées en nombre de couples reproducteurs. Dans le cadre du présent rapport, il est présumé qu’un couple reproducteur correspond à deux individus matures, et toutes les estimations relatives aux couples reproducteurs ont été multipliées par un facteur de deux. La population actuelle de l’Est du Canada est estimée à environ 5 277 000 individus matures, selon une fourchette de 4 235 000 à 5 954 000 individus matures, si l’on considère les intervalles de confiance à 95 % pour les principales colonies où ces données sont disponibles (annexe 1).

Dans l’Est du Canada, 82 colonies récentes comptaient des Océanites cul-blanc de l’Atlantique reproducteurs lors du dernier relevé ou de la dernière visite, à un moment donné depuis 1970; ces colonies sont présumées actives (annexe 1). Onze autres petites colonies passées n’ont pas fait l’objet d’un relevé ou d’une visite depuis 1970, et sont peut-être encore actives, ce qui signifie qu’il y a entre 82 et 93 colonies actives dans l’Est du Canada (tableau 1; Figure 2; annexe 1). La plus grande partie de la population reproductrice active se trouve sur l’île de Terre-Neuve (93 %; tableau 1; Figure 2; annexe 1), notamment sur l’île Baccalieu, qui abrite la plus grande colonie d’Océanites cul-blanc du monde (Wilhelm et al., 2020). Vingt îles de l’Est du Canada abritent des colonies de plus de 2 000 individus matures (14 sur l’île de Terre-Neuve, 5 en Nouvelle-Écosse et 1 au Nouveau-Brunswick) et accueillent collectivement 99,7 % de la population régionale (annexe 1).

Dix autres colonies inoccupées ont accueilli des océanites reproducteurs au cours des 3 dernières générations (44 ans), mais aucun individu reproducteur n’était présent lors de la dernière visite (voir Zone d’occurrence et zone d’occupation; Figure 5; annexe 1). La plupart des sites abandonnés se trouvaient au Québec (Figure 5, annexe 1), possiblement en raison de la présence récente du renard roux (Vulpes vulpes) et du vison d’Amérique (Neovison vison; Rail, comm. pers., 2019).

Fluctuations et tendances

Les relevés des colonies et les recherches sur le terrain dans l’Atlantique canadien ne montrent pas que les effectifs reproducteurs de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique sont soumis à des fluctuations de population, lesquelles sont définies comme étant des changements rapides et fréquents de la répartition ou du nombre d’individus matures. Des études paléoécologiques indiquent que des variations naturelles du nombre de reproducteurs peuvent se produire dans certaines colonies, mais ces périodes de croissance et de déclin se produisent très progressivement sur une longue période (c.-à-d. des centaines ou des milliers d’années; Duda et al., 2020 a,b).

Les évaluations des tendances présentées ci-après sont fondées sur les résultats de relevés répétés dans des colonies qui, ensemble, représentent environ 91 % de la population reproductrice d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique au Canada (Robertson, données inédites; annexe 1).

Île de Terre-Neuve

Robertson et al. (2006) ont réalisé la première évaluation des tendances à l’échelle provinciale des Océanites cul-blanc de l’Atlantique nichant à Terre-Neuve, et ont tenu compte de tout changement dans les méthodes de relevés et d’analyse. Ils ont constaté que la taille de 3 très grandes colonies (îles Gull, Great et Green; de 100 000 à 1 000 000 d’individus matures) a peu changé entre 1978 et 2001. Toutefois, 2 colonies plus petites (îles Middle Lawn et Small; de 2 000 à 60 000 individus matures) ont connu un déclin important entre 1981 et 2001 (Robertson et al., 2006). Depuis le début des années 2000, des efforts importants ont été déployés dans le but de mettre à jour la situation et les tendances de la population reproductrice d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique dans la plupart des grandes colonies de la province (annexe 1). De récentes analyses des tendances ont révélé que les 6 colonies de Terre-Neuve pour lesquelles il existe des estimations de la population fiables, y compris les 3 plus grandes de l’Est du Canada, ont diminué aux taux annuels suivants : île Baccalieu : -2,1 % (1984-2013); île Gull : -1,4 % (1979-2012); île Great : -2,0 % (1979-2011); île Small : -12,3 % (1984-2018); île Middle Lawn : -1,3 % (2001-2016); île Green : -1,9 % (2001-2015; Figure 7; annexe 2).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Colony size (individuals) = Taille de la colonie (individus)

Gull Island, NL = Île Gull (T.-N.-L.)

Trend: -1.4%/year = Tendance : -1,4 %/an

Great Island, NL = Île Great (T.-N.-L.)

Trend: -2%/year = Tendance : -2 %/an

Baccalieu Island, NL = Île Baccalieu (T.-N.-L.)

Trend: -2.1%/year = Tendance : -2,1 %/an

Small Island, NL = Île Small (T.-N.-L.)

Trend: -12.3%/year = Tendance : -12,3 %/an

Middle Lawn, NL = Île Middle Lawn (T.-N.-L.)

Trend: -1.3%/year = Tendance : -1,3 %/an

Green Island, NL = Île Green (T.-N.-L.)

Trend: -1.9%/year = Tendance : -1,9 %/an

Year = Année

Figure 7 : Tendances des populations et intervalles de crédibilité à 95 % connexes de 6 colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique à Terre-Neuve (îles Gull, Great, Baccalieu, Small, Middle Lawn et Green) de 1979 à 2018 (Robertson, données inédites, d’après les données à l’annexe 2). La taille de la colonie sur l’axe des ordonnées est représentée sur une échelle logarithmique (log10).

Nouvelle-Écosse et Nouveau-Brunswick

Il existe des données sur les tendances pour deux des six plus grandes colonies d’Océanites cul-blanc dans les provinces maritimes, soit l’île Outer, située à l’extrémité sud de la Nouvelle-Écosse, près de l’embouchure de la baie de Fundy, et l’île Kent, qui fait partie de l’archipel de Grand Manan située du côté néo-brunswickois de la baie de Fundy (Figure 2). Selon des analyses des tendances, la population de l’île Outer a diminué de 1,3 % par an (1983-2017), et celle de l’île Kent, de 1,8 % par an (2000-2018; Figure 8; annexe 2).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Colony size (individuals) = Taille de la colonie (individus)

Bon Portage Island, NS = Île Outer (N.-É.)

Trend: -1.3%/year = Tendance : -1,3 %/an

Kent Island, NB = Île Kent (N.-B.)

Trend: -1.8%/year = Tendance : -1,8 %/an

Year = Année

Figure 8 : Tendances des populations d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique et intervalles de crédibilité à 95 % connexes des colonies de l’île Outer, en Nouvelle-Écosse, et de l’île Kent, au Nouveau-Brunswick, de 1983 à 2018 (Robertson, données inédites, d’après les données à l’annexe 2). La taille de la colonie sur l’axe des ordonnées est représentée sur une échelle logarithmique (log10).

Québec

Il existe moins de 20 mentions de sites de reproduction de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique au Québec (annexe 1). Les colonies sont petites (moins de 2 000 individus matures), et les terriers sont souvent largement dispersés et cachés dans la végétation dense. Il est donc difficile d’obtenir des estimations fiables de la taille des colonies. Cependant, certaines données sur les tendances proviennent de relevés effectués régulièrement dans les refuges d’oiseaux migrateurs (ROM) sur la côte nord du golfe du Saint-Laurent. Des colonies d’Océanites cul-blanc ont été détectées dans 4 refuges dans les années 1980, et, en 1988 et en 1993, elles comptaient au total environ 1 800 individus matures. Très peu de couples reproducteurs ont été signalés dans ces sites depuis, et plusieurs colonies semblent avoir été abandonnées (Figure 9; annexe 1; Rail, données inédites).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Number of active burrows = Nombre de terriers actifs

Year = Année

Corossol Island MBS = ROM de l’Île-du-Corossol

Wolf Bay MBS = ROM de la Baie-des-Loups

Boat Island MBS = Îles Boat

St Mary’s Islands MBS = Îles Sainte-Marie

Figure 9 : Tendances des populations selon le nombre de terriers de nidification actifs dans quatre colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique au Québec, dans les ROM de l’Île-du-Corossol, de la Baie-des-Loups et des Îles-Sainte-Marie (îles Sainte-Marie et îles aux Perroquets [anciennement appelées « îles Boat »]), de 1982 à 2016 (Rail, données inédites).

Tendances globales de la population

Dans le cadre de la présente évaluation de la situation, G.J. Robertson a effectué de nouvelles analyses des tendances pour huit colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique ayant fait l’objet d’un suivi dans l’Est du Canada et pour lesquelles il disposait de deux relevés de colonies ou plus ayant des estimations de l’erreur de relevé. Ces colonies comprennent toutes les principales colonies de l’Est du Canada et représentent environ 91 % de la population de cette région. Des colonies ayant fait l’objet de relevés au cours de la période de trois générations de 1974 à 2018 (44 ans) ont été sélectionnées (annexe 2). Cette période comprend le moment où les premiers relevés des colonies valables sur le plan statistique ont été effectués. Les colonies pour lesquelles il n’y avait pas d’estimations de l’erreur ont été exclues, car il n’y avait aucun moyen d’évaluer la précision du relevé ou de déterminer si les méthodes utilisées étaient appropriées. Les détails des analyses sont fournis à l’annexe 3.

La tendance globale pour les 8 colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique évaluées a diminué de 1,74 %/an, selon des relevés disponibles au cours de la période de 3 générations de 1974 à 2018 (44 ans; IC à 95 % : de -2,35 % à -1,08 %; Figure 10). La variation des tendances entre les colonies était faible (σ_tendance = 0,005, IC à 95 % : de 0,001 à 0,015), ce qui se reflète visuellement dans les tendances semblables entre les colonies (figures 7et 8). Ce changement équivaut à une réduction de la population de 53,8 % (IC à 95 % : de -38,0 % à -64,9 %) sur 3 générations. Si l’on tient compte seulement des 30 dernières années (1988-2018), soit 2 générations, on estime une diminution de 2,64 %/an (IC à 95 % : de -5,47 %/an à +0,2 %/an), qui est plus marquée, mais moins certaine; ce déclin équivaut à une réduction de 55,2 % (IC à 95 % : de -81,5 % à +6,2 %) sur 2 générations.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Colony size (individuals) = Taille de la colonie (individus)

Year = Année

Baccalieu Island, NL = Île Baccalieu (T.-N.-L.)

Bon Portage Island, NS = Île Outer (Bon Portage) (N.-É.)

Great Island, NL = Île Great (T.-N.-L.)

Green Island, NL = Île Green (T.-N.-L.)

Gull Island, NL = Île Gull (T.-N.-L.)

Kent Island, NB = Île Kent (N.-B.)

Middle Lawn Island, NL = Île Middle Lawn (T.-N.-L.)

Small Island, NL = Île Small (T.-N.-L.)

Figure 10 Tendances de la population et intervalles de crédibilité à 95 % connexes de 8 colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique de l’Est du Canada, de 1979 à 2018. Des lignes pointillées relient les différentes dates de relevé de chaque colonie, et une ligne noire pleine illustre la tendance générale au cours des 3 dernières générations (-1,74 %/an; Robertson, données inédites, d’après les données à l’annexe 2). La taille de la colonie sur l’axe des ordonnées est représentée sur une échelle logarithmique (log10).

Une analyse approfondie a été entreprise pour examiner l’incertitude de ces tendances et son incidence en ce qui concerne la réduction estimée de la population sur trois générations. Chaque valeur de la distribution a posteriori de la tendance (β₁) a été augmentée à la 44^e puissance (donc projetée sur 3 générations), et cette distribution a été tracée selon les seuils d’un déclin de 30 % (seuil pour la catégorie « espèce menacée » selon le critère A2 du COSEPAC) et d’un déclin de 50 % (seuil pour la catégorie « espèce en voie de disparition » selon le critère A2). Sur les 30 000 résultats du modèle état-espace visant à estimer les tendances qui ont été obtenus par la méthode de Monte Carlo par chaîne de Markov (MCMC), on a constaté que, dans 74,9 % des cas, la tendance estimée équivalait à une réduction de la population de 50 % ou plus sur 3 générations, et que, dans 99,3 % des cas, la tendance estimée équivalait à une réduction de la population de 30 % ou plus sur 3 générations (Figure 11).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Density = Densité

Change in population size over 3 generations (%) = Variation de la taille de la population sur 3 générations (%)

EN = En voie de disparition

TH = Menacée

Figure 11 Répartition a posteriori des tendances de la population (β1) d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique projetées sur 3 générations (44 ans), estimées à partir d’un modèle bayésien état-espace simple (annexe 3), à l’aide de données de relevé de 8 grandes colonies de l’Est du Canada étudiées au moyen de méthodes valables sur le plan statistique (1974-2018). Les seuils associés à des déclins de 30 % sur 3 générations (orange – espèce menacée selon les critères A2 et A4 du COSEPAC) et de 50 % (rouge – espèce en voie de disparition selon les critères A2 et A4 du COSEPAC) sont affichés, ce qui montre les probabilités de se situer au-dessus ou au-dessous de ces seuils.

Le déclin marqué de la population observé au cours des 2 dernières générations concorde avec les observations selon lesquelles les tendances dans les grandes colonies d’Océanites cul-blanc à Terre-Neuve étaient relativement stables jusqu’au début des années 2000 (Robertson et al., 2006), mais ont connu depuis des déclins d’environ 40 %, en partie attribuables aux taux élevés de prédation par les goélands dans 2 des plus grandes colonies (îles Gull et Great; Wilhelm et al., 2015; Wilhelm, 2017; Bond, données inédites). Deux grandes colonies des provinces maritimes, sur les îles Outer et Kent, ont connu des baisses marquées sur une période d’un peu plus d’une génération (-20 % sur 16 ans et -16 % sur 17 ans, respectivement), en raison de facteurs qui ne sont pas bien compris (Pollet et Shutler, 2018; d’Entremont et al., 2020; voir Menaces). La grande colonie d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique sur l’île Baccalieu n’a fait l’objet de relevé qu’au cours de deux périodes (de 1984 à1985 et 2013), de sorte que le moment et l’ampleur d’un déclin de cette population sur deux générations demeurent inconnus, mais la colonie de Baccalieu connaît des baisses très marquées dans l’ensemble, qui sont semblables à celles observées dans d’autres grandes colonies (Wilhelm et al., 2020). Duda et al. (2020 b) ont récemment reconstitué les 1 700 dernières années relatives à la population d’Océanites cul-blanc de l’île Baccalieu à l’aide d’approches paléoenvironnementales. Ils ont montré que les effectifs étaient beaucoup plus faibles par le passé, puis ont connu une augmentation dès la fin du 19^e siècle, puis tout au long du 20^e siècle, avec un pic au milieu des années 1980, suivi d’un déclin rapide, ce qui corrobore ainsi les tendances démographiques récentes estimées à l’aide des méthodes de relevé traditionnelles des colonies (Duda et al., 2020b).

Tendances dans les pays voisins

Saint-Pierre-et-Miquelon (France)

L’île du Grand Colombier, appartenant au territoire français de Saint-Pierre-et-Miquelon et située à 20 km au large de la péninsule de Burin, à Terre-Neuve, accueille actuellement la deuxième plus grande colonie d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique Nord-Ouest. Lormée et al. (2012) ont estimé la population du Grand Colombier à 727 574 individus matures en 2008, soit plus du double des estimations précédentes réalisées dans le cadre de relevés à la fin des années 1980 et en 2004, où l’on avait obtenu un nombre d’environ 356 000 et 286 000 individus matures, respectivement (Desbrosse et Etcheberry, 1989; Robertson et al., 2006). Plus récemment, en 2011, cette colonie a été estimée à 292 426 individus matures (annexe 1). Un examen plus approfondi de ces chiffres a révélé des divergences importantes au niveau des estimations de la superficie totale de la colonie utilisée par les Océanites cul-blanc, qui, dans le cas présent, est composée de la plus grande partie du Grand Colombier. Cet examen a entraîné une nouvelle analyse des relevés précédents à l’aide d’une approche fondée sur le SIG pour estimer l’aire occupée (note : le relevé effectué à la fin des années 1980 n’a pas pu être analysé de nouveau à cause d’information insuffisante sur la collecte de données et des activités d’échantillonnage limitées, comme le décrivent Desbrosse et Etcheberry, 1989). Les estimations révisées laissent entendre que la taille de la population du Grand Colombier varie d’approximativement 347 000 (2004) à 507 000 (2008) individus matures, le plus récent relevé effectué en 2011 ayant permis d’obtenir une estimation de 400 000 individus matures (Duda et al., 2020 a). Les résultats des plus récents relevés, combinés au relevé initial effectué à la fin des années 1980, donnent à penser que le nombre d’Océanites cul-blanc reproducteurs est variable, mais relativement stable sur le Grand Colombier.

Comme c’est le cas dans plusieurs grandes colonies de l’Est canadien, l’étendue de l’habitat terrestre de la population reproductrice d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique sur le Grand Colombier diminue en superficie à cause du nombre croissant de Macareux moines reproducteurs, qui empiètent sur les sites déjà occupés par les océanites (Lormée et al., 2012). La présence de grands goélands et de campagnols des prés a également une incidence sur la qualité de l’habitat de reproduction des océanites sur le Grand Colombier. Cependant, rien n’indique que le nombre de goélands augmente, et les répercussions globales des goélands et des campagnols sur l’Océanite cul-blanc seraient minimes (Lormée et al., 2012).

Maine (Ètats-unis)

Les îles côtières du Maine accueillent plus de 99 % de la population états-unienne d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique; de ce nombre, plus de 80 % se reproduisent dans deux colonies (îles Great Duck et Little Duck; Schubel et al., 2019 a). D’après les résultats des relevés systématiques menés dans six grandes colonies du Maine en 2018 et en 2019, la tendance démographique globale semble être à la hausse dans l’État. Sur les six colonies ayant fait l’objet d’un relevé, la population d’une colonie a baissé (à cause de la présence de mammifères prédateurs), celle de deux colonies était stable et celle de trois colonies a augmenté de façon importante (Schubel et al., 2019b). Selon l’estimation actuelle, 53 528 individus matures se reproduisent dans les îles Great Duck et Little Duck (Schubel et al., 2019b), soit plus du double de l’estimation précédente de 20 732 individus matures datant des années 1990 (Chilelli, 1999). Malgré cette augmentation apparente, la qualité de l’habitat de reproduction sur l’île Great Duck semble avoir diminué à long terme à cause du broutage par le lièvre d’Amérique, introduit sur l’île dans les années 1960 (Schubel et al., 2019 a).

Immigration de source externe

Les colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique, situées dans le bassin de l’Atlantique Nord, forment vraisemblablement une seule métapopulation en raison d’échanges notables d’individus préreproducteurs vers l’est et vers l’ouest entre des colonies largement séparées (voir Structure spatiale et variabilité de la population; Bicknell et al., 2012, 2013). La grande colonie apparemment stable d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique sur le Grand Colombier (Saint-Pierre-et-Miquelon, France) (Duda et al., 2020a) et la petite population en expansion du Maine (Schubel et al., 2019b) pourraient servir de populations sources pour certaines des colonies en déclin de l’Atlantique canadien. Toutefois, les populations du Grand Colombier et du Maine représentent à l’heure actuelle seulement environ 8 % de la population totale d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique (tableau 2). De plus, les petites populations de la plupart des colonies de l’Atlantique Nord-Est subissent un déclin global (Newson et al., 2008; Hansen, données inédites), et la colonie de Saint-Kilda, en Écosse, pourrait être un puits de population à cause de la forte prédation exercée par le Grand Labbe (Catharacta skua) sur les océanites cul-blanc non reproducteurs, dont probablement ceux qui ont immigré depuis des colonies se trouvant ailleurs dans le bassin de l’Atlantique, notamment au Canada (BirdLife International, 2018). Par conséquent, à cause des déclins démographiques importants des deux côtés de l’océan Atlantique et du fait que l’Est du Canada abrite environ 91 % de la population de l’Atlantique (tableau 2), une immigration en provenance de colonies situées à l’extérieur du Canada est très peu probable.

La population d’Océanites cul-blanc du Pacifique se reproduisant sur la côte ouest du Canada est considérée dans le présent rapport comme une UD géographiquement distincte (voir Structure spatiale et variabilité de la population) et ne peut donc être une source d’immigration.

Menaces et facteurs limitatifs

Menaces

Les causes précises du déclin de la population d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique sont actuellement inconnues, mais sont probablement plurifactorielles. Les principales menaces pesant sur les océanites dans leurs colonies de reproduction incluent la prédation par des espèces indigènes ainsi que la perte ou la dégradation de l’habitat. En mer, l’espèce est principalement menacée par la pollution lumineuse, les activités liées à la production pétrolière et gazière, les phénomènes météorologiques violents et les perturbations prévues de la disponibilité de nourriture causées par les changements océaniques attribuables au climat.

Ces menaces sont évaluées ci-dessous selon le système unifié de classification des menaces de l’IUCN-CMP (Union internationale pour la conservation de la nature – Partenariat pour les mesures de conservation) (basé sur Salafsky et al., 2008). Elles sont répertoriées par ordre décroissant de gravité de l’impact (de la plus à la moins élevée) et se terminent par celles pour lesquelles la portée ou la gravité est inconnue. L’impact global des menaces est considéré comme étant élevé, ce qui correspond à un déclin supplémentaire anticipé de 10 à 70 % au cours des 3 prochaines générations (Master et al.; voir l’annexe 4 pour de plus amples renseignements).

Catégorie 3.1 : forage pétrolier et gazier (impact moyen)

De nombreux oiseaux marins, dont l’Océanite cul-blanc, se regroupent autour de structures extracôtières, attirés par la disponibilité de nourriture, l’éclairage nocturne et d’autres repères visuels. Ce comportement augmente le risque de mortalité à cause de chocs physiques avec les structures, d’échouages sur celles-ci, de la prédation par des prédateurs aviaires, de l’incinération par des torchères et de la dépense énergétique inutile (Wiese et al., 2001; Montevecchi, 2006; Burke et al., 2012, Ronconi et al., 2015). Les effets des lumières et des torchères sont abordés à la Catégorie 9.6 : Apports excessifs d’énergie (voir ci-dessous). Dans l’Atlantique canadien, l’Océanite cul-blanc est l’espèce le plus souvent observée échouée sur des plateformes extracôtières (90 % des mentions). Les pics d’échouages se produisent en septembre et en octobre (Gjerdrum et al., 2018), ce qui coïncide avec la période de l’envol et donne à penser que de nombreux océanites touchés ont récemment pris leur envol depuis des colonies canadiennes.

Quatre installations extracôtières de production pétrolière sont actuellement en fonction dans les eaux de Terre-Neuve-et-Labrador (C-NLOPB, 2019), et deux autres, dans les eaux de la Nouvelle-Écosse (CNSOPB, 2019). L’aire d’alimentation d’au moins trois des plus grandes colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique, dans l’Est du Canada, chevauche ces champs de pétrole et de gaz extracôtiers durant la période de reproduction (Hedd et al., 2018). L’Océanite cul-blanc est également menacé par les activités pétrolières et gazières extracôtières dans ses lieux d’hivernage, au large des côtes de l’Afrique occidentale et de l’est du Brésil (Pollet et al., 2019b; Hedd, données inédites). Puisque la demande pétrolière et gazière continue d’augmenter pour répondre aux besoins de la population humaine grandissante (International Energy Agency, 2016), les menaces attribuables aux installations de production extracôtières qui pèsent sur l’espèce sont susceptibles de continuer d’augmenter.

Catégorie 8.2 : espèces indigènes problématiques (impact moyen)

Les prédateurs aviaires constituent une menace directe pour l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique dans plusieurs des grandes colonies de l’Est du Canada. Des études ont montré que de grands goélands, principalement des Goélands argentés, ont tué près de 49 000 Océanites cul-blanc adultes sur l’île Great, à Terre-Neuve, en 1997 (Stenhouse et al., 2000), et plus de 110 000 adultes sur l’île Gull, à Terre-Neuve également, en 2012 (Bond, données inédites). Les taux de prédation étaient les plus élevés en mai et en juin, puis ont diminué avec l’arrivée des capelans reproducteurs vers le rivage, indiquant ainsi un changement du comportement alimentaire des goélands, qui se tournaient vers des poissons de petite taille (Stenhouse et Montevecchi, 1999). Les goélands s’en prennent probablement aux Océanites cul-blanc reproducteurs au début de la saison de nidification, et, plus tard, aux océanites non reproducteurs alors à la recherche d’une colonie ( et Montevecchi, 1999). La prédation a donc des conséquences à la fois sur la survie des adultes (Fife et al., 2015) et le recrutement.

Après le moratoire sur la pêche aux poissons de fond imposé en 1992, le nombre de Goélands argentés a décliné dans l’Est du Canada à cause de la réduction des sources de nourriture anthropiques (Wilhelm et al, 2016). Toutefois, certaines colonies de goélands ont encore accès à de la nourriture de sources anthropiques, notamment dans les élevages de visons, dans les lieux d’enfouissement, sur les navires de pêche et dans les établissements de transformation du poisson (Bennett et al., 2017; Shlepr, 2017); ainsi, elles peuvent être encore maintenues à des niveaux artificiellement élevés (Ronconi, comm. pers., 2020; Wilhelm, obs. pers.). Malgré le déclin global de la population de goélands, certaines colonies d’Océanites cul-blanc de l’est de Terre-Neuve continuent de connaître une prédation élevée par des goélands (Stenhouse et al, 2000; Bond, données inédites). On note également une prédation par les goélands dans les colonies de la Nouvelle-Écosse et du Nouveau-Brunswick (Steenweg et al., 2011; Fife et al., 2015), ce qui peut avoir des effets sur l’utilisation des sites de nidification (d’Entremont et al., 2020), même si les conséquences à l’échelle de la population sont inconnues. La population d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique pourrait connaître une hausse de la prédation par les goélands à cause des changements océaniques actuels attribuables au climat qui réduisent la disponibilité de poissons à proximité de certaines colonies d’oiseaux marins (Regular et al., 2014; Fitzsimmons et al., 2017).

L’augmentation des populations de Macareux moines dans l’Est du Canada entraîne une réduction de l’habitat de nidification convenable pour les océanites parce que les macareux creusent des terriers dans l’habitat de nidification de ces derniers. Un tel empiétement a été observé dans les trois plus grandes colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique de Terre-Neuve, soit celles des îles Baccalieu, Gull et Great (Wilhelm et al., 2015, 2020; Wilhelm, données inédites).

Le Grand-duc d’Amérique est un prédateur connu de l’Océanite cul-blanc dans des colonies telles que celle de l’île Outer, en Nouvelle-Écosse (voir par exemple Pollet et Shutler, 2019). Le nombre de Grands-ducs d’Amérique, qui a augmenté dans l’Est du Canada de 1996 à 2003 (Artuso et al., 2013), pourrait constituer une menace grandissante pour l’espèce.

On note également une prédation par des mammifères indigènes dans plusieurs colonies de l’Est du Canada. Le renard roux a contribué aux déclins récents de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique au Québec (Rail, comm. pers, 2019). La population résidente de renards roux qui était présente sur l’île Baccalieu aurait tué 31 000 Océanites cul-blanc annuellement; en revanche, il est probable qu’elle ait dissuadé les goélands de nicher sur l’île (Sklepkovych, 1986). Cette population de renards a disparu entre 1985 et le début des années 2000 (Montevecchi, comm. pers., 2020), et une petite colonie de Goélands argentés (environ 50 à 100 couples) s’y est installée depuis (Wilhelm et al., 2020). L’île Country, en Nouvelle-Écosse, accueille une population résidente de campagnols des prés, dont certains ont été vus en train de se nourrir d’œufs, de sortir des œufs des terriers et de manger des oisillons morts (Rock, comm. pers. comm., 2019).

Catégorie 9.6 : apports excessifs d’énergie (impact moyen-faible)

La pollution lumineuse est l’une des activités anthropiques entraînant des altérations à l’environnement naturel qui augmente le plus rapidement à l’échelle mondiale (Cinzano et al., 2001), et les lumières artificielles sur la côte, à proximité des colonies d’Océanites cul-blanc, sont des sources de mortalité potentielles importantes. Ces oiseaux marins principalement nocturnes sont attirés par les lumières artificielles, qui peuvent les désorienter, les rendre susceptibles aux collisions avec des structures artificielles et des véhicules, ou les forcer à se poser au sol, où ils peuvent être sujets à la faim, à la déshydratation et à la prédation (Le Corre et al., 2002; Miles et al., 2010; Rodriguez et al., 2014, 2017, 2019). Parmi les sources de lumière terrestres, mentionnons les phares, les quartiers résidentiels et les sites industriels. La plupart des oiseaux marins attirés par les lumières terrestres sont des jeunes ayant pris leur envol qui sont peu expérimentés et qui en sont à leur premier déplacement en mer (Le Corre et al., 2002; Miles et al., 2010; Rodríguez et al., 2017). En octobre 2018, plus de 500 carcasses d’Océanite cul-blanc de l’Atlantique ont été recueillies en 2 nuits dans 2 sites industriels du sud de la baie de la Conception, à Terre-Neuve; toutes, sauf une, étaient des carcasses de jeunes ayant pris leur envol qui venaient probablement de quitter l’île Baccalieu et qui sont morts en entrant en collision avec des bâtiments industriels (Wilhelm, données inédites).

La nuit, les océanites peuvent également s’échouer sur des navires de pêche, des navires de charge et des bâtiments sismiques, souvent après avoir été attirés ou désorientés par leurs lumières (Ellis et al., 2013; Gjerdrum, données inédites; Wilhelm, obs. pers.). La pollution lumineuse provenant d’installations de production pétrolière et gazière extracôtières constitue une menace grandissante pour l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique à la fois dans les lieux d’estivage et les lieux d’hivernage (voir Catégorie 3.1 : Forage pétrolier et gazier).

Catégorie 11.1 : déplacement et altération de l’habitat (impact moyen-faible)

Les réseaux trophiques démersaux et pélagiques de l’écosystème de l’Atlantique Nord-Ouest ont subi des changements importants à la suite d’un refroidissement des eaux au début des années 1990, refroidissement causé par une hausse des apports d’eau douce provenant de l’Arctique qui a eu une incidence sur la disponibilité des principales proies pour les organismes de niveaux trophiques supérieurs (Head et Pepin, 2010; Buren et al., 2014, 2018). Ce changement de régime a coïncidé avec l’effondrement des populations de morues franches (Gadus morhua) causé par la surpêche, exacerbant les effets sur le réseau trophique (Frank et al., 2005). Les Océanites cul-blanc se reproduisant dans l’Est du Canada se nourrissent principalement de petits poissons, et des crustacés viennent compléter leur alimentation (voir Régime alimentaire et quête de nourriture). Cependant, la diversité des crustacés dans l’alimentation a diminué depuis le refroidissement des eaux, qui a entraîné la disparition d’espèces de petits euphausiacés (Hedd et al., 2009). La mesure des isotopes stables à partir de plumes laisse croire que l’alimentation durant la période d’hivernage de l’Océanite cul-blanc n’a pas changé au cours des 150 dernières années (Fairhurst et al., 2015), mais les changements écosystémiques liés à des températures anormales de l’eau augmenteront probablement dans le futur à cause des changements climatiques (Boyd et al., 2014).

Les changements des conditions climatiques dans les lieux de reproduction et d’hivernage peuvent avoir des conséquences sur les paramètres démographiques des oiseaux marins migrateurs. L’aire de répartition hivernale de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique est positivement liée à une température élevée à la surface de la mer et à de fortes concentrations de chlorophylle a, tant dans les régions de remontée d’eau productive que dans les régions côtières fortement eutrophes de l’Atlantique équatorial et méridional (voir Besoins en matière d’habitat marin). Des modèles à long terme prévoient que la production primaire nette dans ces régions diminuera (Boyd et al., 2014), ce qui entraînera une réduction de la qualité de l’habitat hivernal et aura probablement des conséquences négatives sur la survie de l’Océanite cul-blanc. Puisque le faible taux de survie des adultes est un facteur démographique clé contribuant aux déclins de la population d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique, il faut examiner l’effet possible de la variation de la production primaire nette et d’autres changements des conditions océanographiques attribuables au climat dans les lieux d’hivernage des océanites.

Mauck et al. (2018) ont noté que le succès de reproduction de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique se traduit par une réponse quadratique à la hausse des températures mondiales moyennes, le taux d’éclosion augmentant d’abord pour atteindre un point critique et diminuant ensuite à mesure que la température continue d’augmenter. On pense que la hausse des températures réduirait initialement les coûts de thermorégulation des adultes couveurs, mais qu’elle pourrait indirectement réduire le succès de reproduction lorsque les températures plus élevées à la surface de la mer réduisent la disponibilité d’espèces proies dans l’aire d’alimentation (Mauck et al., 2018). Ce point critique a continuellement été dépassé dans le golfe du Maine depuis 1988, faisant varier le succès de reproduction sur les îles Kent, Machias Seal et Outer (Mauck et al., 2018; Major, données inédites; Pollet, obs. pers.). Récemment, le succès de reproduction est systématiquement élevé dans les grandes colonies près du centre de l’aire de reproduction de l’Est du Canada (p. ex. îles Gull et Baccalieu), ce qui laisse croire que les réserves de nourriture actuelles durant l’été sont favorables (Hedd, données inédites). Cette situation pourrait changer dans le futur si les températures mondiales augmentent sous l’effet des changements climatiques et entraînent des conséquences négatives sur la disponibilité de nourriture.

Catégorie 9.2 : effluents industriels et militaires (impact faible)

L’Océanite cul-blanc de l’Atlantique est vulnérable au contact avec les films d’hydrocarbures à la surface de l’océan causés par les déversements chroniques de navires, les rejets opérationnels admissibles d’activités pétrolières et gazières extracôtières et les déversements accidentels de grandes quantités d’hydrocarbures des plateformes de production (Fraser et al., 2006; Wilhelm et al., 2007; Ellis et al., 2013; Robertson et al., 2014; Morandin et O’Hara, 2016). La pollution lumineuse provenant d’installations de production de pétrole et de gaz extracôtières constitue aussi une menace grandissante pour l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique, dans les sites tant d’estivage que d’hivernage (voir Catégorie 3.1 : Forage pétrolier et gazier).

L’Océanite cul-blanc est vulnérable aux hydrocarbures parce qu’il passe des périodes prolongées en mer, se nourrit dans de vastes zones et entre fréquemment en contact avec la surface de l’océan. L’exposition aux hydrocarbures, y compris les films d’hydrocarbures, altère la structure des plumes et détruit l’isolation thermique et la flottabilité offerte par l’air emprisonné par les plumes; les oiseaux mazoutés souffrent d’hypothermie et peuvent se noyer (Jenssen et al., 1985; O’Hara et Morandin, 2010). L’ingestion d’hydrocarbures, par le biais du toilettage ou la consommation de nourriture ou d’eau contaminée, entraîne la défaillance d’organes et des changements hématologiques (Alonso-Alvarez et al., 2007; Horak et al., 2017). Les effets internes ne sont pas toujours létaux, mais ils peuvent avoir des conséquences sur la capacité de reproduction d’un individu, par exemple en entraînant des comportements anormaux, une diminution de la fertilité ou la mort prématurée de la progéniture. Des études expérimentales sur l’Océanite cul-blanc ont indiqué une diminution du succès de reproduction à la suite d’une exposition interne ou externe à des hydrocarbures (Trivelpiece et al., 1984; Butler et al., 1988).

Catégorie 9.4 : déchets solides et ordures (impact faible)

Les débris marins, notamment les déchets plastiques, représentent une menace croissante pour les oiseaux marins, dont l’Océanite cul-blanc (O’Hanlon et al., 2017). Les océanites ingèrent de petits morceaux de plastique qui restent pris dans leur gésier, puis les transfèrent à leur progéniture quand ils la nourrissent (Rothstein, 1973; Bond et Lavers, 2013; Provencher et al., 2014). Cependant, une étude récente donne à penser que la forte présence de plastiques chez les oisillons ne compromettait pas leur succès d’envol (Krug, 2020; Krug et al., 2020). Outre les conséquences négatives directes de n’avoir aucune valeur nutritive et d’endommager l’appareil digestif, les plastiques ingérés peuvent nuire indirectement à la santé des individus par le biais d’une exposition accrue à des métaux et à d’autres contaminants toxiques, ce qui peut se répercuter sur la survie et le succès de reproduction des adultes (examiné dans Lavers et Bond, 2016; O’Hanlon et al., 2017).

Catégorie 11.4 : tempêtes et inondations (impact faible)

Des phénomènes météorologiques violents, comme les tempêtes de plus grande intensité ou durée que la normale, peuvent inonder les terriers de nidification ayant une faible capacité de drainage et causer la mort des œufs ou des oisillons présents (Pollet et al, 2019 a). De fortes tempêtes accompagnées de vents de mer peuvent emporter les Océanites cul-blanc vers la terre, et les échouages varient de quelques individus à des milliers d’individus (Cramp et Simmons, 1977; Hémery et Jouanin, 1988; Ruckdeschel et al., 1994; Megson et al., 2014). Lorsque de tels épisodes surviennent en septembre et en octobre, ils touchent principalement les jeunes ayant pris leur envol, mais les adultes en mue peuvent également être vulnérables aux échouages de masse lorsque des vents de mer violents sévissent durant la migration automnale (Hémery et Jouanin, 1988). La fréquence accrue des phénomènes météorologiques violents à l’automne pourrait exacerber les effets des échouages de masse sur la survie et le recrutement des juvéniles.

Catégorie 8.1 : espèces exotiques (non indigènes) envahissantes (impact faible)

Les animaux domestiques et les mammifères non indigènes introduits, comme les rats (Rattus spp.) et la moufette rayée (Mephitis mephitis), peuvent avoir des effets dévastateurs sur les colonies d’Océanites cul-blanc. Par exemple, l’île Seal, au sud de la Nouvelle-Écosse, abritait une grande colonie d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique au début des années 1900, qui a disparu en 1959 à cause de la prédation par des chiens, des chats, des rats, des cochons et des moufettes (Pollet et al., 2019 a). Le vison d’Amérique a été introduit sur l’île de Terre-Neuve, à la suite d’évasions ou de mises en liberté d’élevages commerciaux (Government of Newfoundland and Labrador, 2019). Bien que des visons soient rarement observés à Terre-Neuve, leur présence peut avoir des effets dévastateurs sur les colonies d’océanites; en effet, les visons peuvent tuer un nombre important d’adultes reproducteurs en une courte période (Wilhelm, comm. pers.; Fitzsimmons, comm. pers, 2019).

Catégorie 7.3 : autres modifications de l’écosystème (impact négligeable)

La dégradation de l’habitat de reproduction attribuable au broutage par le lièvre d’Amérique et le cerf de Virginie, deux espèces introduites, a modifié l’habitat des îles abritant deux des plus grandes colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique dans les provinces maritimes : les îles Kent et Outer (voir Habitat terrestre). Le broutage de jeunes arbres empêche la régénération des forêts dans l’habitat utilisé par l’Océanite cul-blanc; le paysage ainsi ouvert devient propice à la reproduction des Goélands argentés (Wheelwright, 2016). Des lièvres et des cerfs sont encore présents sur l’île Outer (Shutler, comm. pers., 2019), mais le lièvre d’Amérique a été éradiqué avec succès sur l’île Kent en 2007 (Wheelwright, 2016). Les pêches à grande échelle peuvent toucher les structures communautaires marines et la disponibilité de nourriture pour les oiseaux marins (voir par exemple Cury et al., 2011). La plupart des changements seraient toutefois confinés aux eaux du plateau continental plutôt que dans les zones plus profondes où les océanites cherchent généralement de la nourriture durant la période de reproduction (Hedd et al., 2018).

Catégorie 6.1 : activités récréatives (impact négligeable)

Les activités récréatives, comme le camping temporaire et la randonnée, qui sont pratiquées sur les îles non protégées accueillant une colonie de reproduction, pourraient avoir des effets négatifs sur l’Océanite cul-blanc, car les humains peuvent piétiner les terriers de reproduction et perturber les oiseaux.

Catégorie 6.3 : travail et autres activités (impact négligeable)

Bien qu’ils soient conçus de manière à réduire le plus possible les effets sur la reproduction des Océanites cul-blanc reproducteurs, les activités de relevé et de recherche dans les colonies de l’Est du Canada peuvent perturber certains oiseaux nicheurs et leurs terriers. Les effets à l’échelle de la population seraient cependant négligeables.

Catégorie 3.3 : énergie renouvelable (impact négligeable)

La construction prévue de parcs éoliens en mer dans le golfe du Maine aura des effets d’une portée et d’une gravité encore inconnues sur les Océanites cul-blanc de l’Atlantique se reproduisant dans les colonies de la baie de Fundy et du golfe du Maine (, comm. pers, 2020).

Catégorie 9.5 : polluants atmosphériques (impact inconnu)

Le mercure est le plus toxique lorsqu’il est transformé en méthylmercure dans les écosystèmes marins et d’eau douce. L’exposition au méthylmercure peut avoir des effets neurologiques, immunologiques, comportementaux, endocriniens et reproducteurs négatifs sur les organismes marins des niveaux trophiques supérieurs tels que les oiseaux marins (Wolfe et al., 1998; Scheuhammer et al., 2015). Des concentrations élevées de mercure sont constamment observées chez les Océanites cul-blanc de l’Atlantique reproducteurs (Bond et Diamond, 2009; Pollet et al., 2017; Stenhouse et al., 2018), et les individus de Terre-Neuve semblent être exposés à des concentrations plus élevées que ceux se reproduisant en Nouvelle-Écosse et au Nouveau-Brunswick (Burgess, données inédites). Aucune relation n’a été trouvée entre les concentrations de mercure, le succès de reproduction et la survie des adultes reproducteurs sur l’île Outer, en Nouvelle-Écosse (Pollet et al., 2017), mais des études sont en cours pour évaluer les conséquences possibles du mercure sur la reproduction et la survie des colonies de Terre-Neuve, où l’on note des concentrations de mercure beaucoup plus élevées (Burgess, comm. pers, 2019).

Facteurs limitatifs

L’Océanite cul-blanc est une espèce à stratégie k, caractérisée par un taux de survie élevée des adultes, une maturation tardive (première reproduction à l’âge de 6 ou 7 ans, en moyenne) et un faible succès de reproduction (un oisillon maximum par année; Pollet et al., 2019a; voir Cycle vital et reproduction). Les taux de survie annuels de telles espèces ont tendance à être élevés, et, chez les procellariiformes, ils sont généralement de plus de 0,90 (Schreiber et Burger, 2001). En Colombie-Britannique, le taux de survie annuel de l’Océanite cul-blanc du Pacifique a été estimé à 0,975 ± 0,01 (Rennie et al., 2020). Cette situation présente un contraste marqué par rapport à l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique, dont le taux de survie annuel des adultes dans les colonies ayant fait l’objet d’un suivi dans l’aire de répartition de l’Est du Canada depuis 2000 demeure faible (∼0,78-0,86; Fife et al., 2015; Pollet et al., 2019a; Fraser et Russell, données inédites; Hedd, données inédites). Le faible taux de survie des adultes est probablement un facteur clé contribuant aux déclins démographiques actuels de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique (voir Cycle vital et reproduction).

Les océanites semblent afficher une forte fidélité à leur site de reproduction après s’être reproduits une première fois (voir Cycle vital et reproduction), ce qui peut limiter la croissance démographique de certaines colonies, les adultes ne se déplaçant pas vers d’autres colonies même si les conditions locales sont mauvaises pour la survie des adultes (p. ex. taux de prédation élevé) ou le succès de reproduction (p. ex. faible disponibilité de nourriture de façon chronique).

Les taux de dispersion natale élevés de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique sont bénéfiques pour accroître le flux génique dans l’océan Atlantique (voir Déplacements et dispersion). Toutefois, cela pourrait également être un facteur limitatif si l’émigration de jeunes oiseaux des colonies de l’Est du Canada, qui comptent certaines des plus grandes colonies de l’Atlantique Nord (voir Taille et tendances des populations), dépasse l’immigration en provenance de colonies d’autres pays.

Nombre de localités

Chaque localité de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique est une zone particulière du point de vue écologique et géographique dans laquelle un seul phénomène menaçant peut affecter rapidement tous les individus présents. La menace plausible la plus grave qui pourrait rapidement toucher l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique semble être celle posée par les espèces indigènes problématiques (catégorie de menace 8.2). Cette menace est liée au risque de prédation, dans les colonies, par des prédateurs indigènes, notamment les goélands, les hiboux, les renards, les campagnols et les visons, et à l’empiétement par d’autres espèces, comme le Macareux moine, dans les lieux de reproduction de l’espèce. Dans l’Est du Canada, l’Océanite cul-blanc niche sur des îles côtières, ce qui réduit le risque de prédation, surtout au sol. Cependant, la présence de prédateurs, même intermittente, est possible sur les îles qui accueillent une colonie. La menace posée par les espèces indigènes problématiques est probablement propre à chaque île, et dépend de la probabilité de présence de prédateurs, du nombre de prédateurs présents, de la taille de la colonie et de facteurs influant sur le risque de prédation, comme le type d’habitat de nidification. Chaque île est ainsi considérée comme une zone particulière du point de vue géographique dans laquelle un seul phénomène menaçant peut affecter rapidement tous les Océanites cul-blanc présents.

Le nombre de localités actives est de 82 à 93, soit le nombre d’îles côtières abritant actuellement une colonie active d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique dans l’Est du Canada. Selon les données, le nombre de localités diminue au Québec et ailleurs dans l’Atlantique canadien (annexe 1). La plupart des îles où l’espèce n’est plus observée accueillaient auparavant très peu d’individus matures (généralement 20 couples ou moins). De plus, comme les visites par les chercheurs sont courtes et rares dans ces colonies éloignées et qu’elles ont lieu durant le jour, des terriers d’océanites peuvent être omis, notamment sur les grandes îles (Rail, comm. pers., 2019). Toutefois, le déclin en cours du nombre de localités est considéré comme probable et reflète la perte de petites colonies au Québec et ailleurs.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

L’Océanite cul-blanc est protégé au Canada par la Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux migrateurs (LCOM; Government of Canada, 2017) et des lois parallèles aux États-Unis (USFWS, 2016) et au Mexique. La LCOM protège les Océanites cul-blanc, leurs nids et leurs œufs partout au Canada, et interdit le rejet de substances qui sont nuisibles aux oiseaux migrateurs dans les eaux ou les sites qu’ils fréquentent. L’Océanite cul-blanc est également protégée par les lois provinciales suivantes : Loi sur le poisson et la faune (Nouveau-Brunswick) et Wildlife Act (Nouvelle-Écosse et Terre-Neuve-et-Labrador). Au Québec, l’Océanite cul-blanc figure sur la Liste des espèces susceptibles d’être désignées menacées ou vulnérables (Gouvernement du Québec, 2019).

Statuts et classements non juridiques

À l’échelle mondiale, l’Océanite cul-blanc est considérée comme « vulnérable » selon la Liste rouge de l’UICN (IUCN, 2016) et comme « non en péril » (G5) par NatureServe (2019). À l’échelle nationale, l’espèce est actuellement classée N4B (population reproductrice apparemment non en péril; NatureServe, 2019) au Canada. À l’échelle infrationale, dans les provinces de l’Est du Canada, l’Océanite cul-blanc est classée S2B (population reproductrice en péril) au Labrador, au Nouveau-Brunswick et au Québec, S3B (population reproductrice vulnérable) en Nouvelle-Écosse et S4B (population reproductrice apparemment non en péril) sur l’île de Terre-Neuve (NatureServe, 2019). L’espèce est considérée comme « non en péril » (N5B) à l’échelle nationale dans l’aire de reproduction aux États-Unis (NatureServe, 2019). Elle est considérée comme « en péril/vulnérable » (S2S3) dans le Maine, État limitrophe de l’aire de répartition de l’espèce dans l’Est du Canada (NatureServe, 2019).

L’Océanite cul-blanc est une espèce dont la conservation est prioritaire dans une unité biogéographique marine (UBM) de Terre-Neuve (UBM 10; Environment Canada, 2013a), dans deux régions de conservation des oiseaux (RCO) du Québec (RCO 8 et 14; Environment Canada, 2013b,c), dans une UBM du Nouveau-Brunswick (UBM 11; Environment Canada, 2013d) et dans deux UBM de la Nouvelle-Écosse (UBM 11 et 12; Environment Canada, 2013e).

Protection et propriété de l’habitat

Sur les 93 colonies actives d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique, 29 sont situées dans des îles protégées à titre de refuges d’oiseaux migrateurs ou de parcs nationaux par le gouvernement fédéral, ou à titre d’aires de gestion de la faune ou de réserves écologiques d’oiseaux de mer par des provinces (annexe 1). De plus, trois colonies sont sur des îles privées où se trouvent des stations de recherche (l’île Outer, en Nouvelle-Écosse, appartient à l’Université Acadia et est protégée par une servitude de conservation conclue entre l’université et la Nova Scotia Nature Trust; les îles Kent et Hay, au Nouveau-Brunswick, appartiennent au Bowdoin College). Une colonie se trouve sur l’île Country, en Nouvelle-Écosse, qui appartient à la Garde côtière canadienne du ministère des Pêches et des Océans et est exploitée à titre de station de recherche par le SCF d’ECCC. Ensemble, ces îles protégées accueillent 93 % de la population d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique au Canada (annexe 1).

Dans les provinces maritimes, toutes les grandes colonies (> 2 000 individus matures) connues d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique soit sont protégées juridiquement à titre d’aires de gestion de la faune par le Wildlife Act de la Nouvelle-Écosse, soit appartiennent à la Couronne ou à des organismes privés qui prônent la conservation des espèces en péril (annexe 1). À Terre-Neuve-et-Labrador, quatre des plus grandes colonies, dont celle de l’île Baccalieu (la plus grande du monde), sont protégées à titre de réserves écologiques d’oiseaux de mer par le Wilderness and Ecological Reserves Act de la province. Cependant, au moins 9 colonies comptant de 2 600 à 200 000 individus matures ne sont pas protégées (annexe 1). Bien que certaines îles soient probablement trop éloignées du littoral ou présentent des pentes trop abruptes pour attirer de nombreux visiteurs (p. ex. îles Coleman et Corbin), d’autres sont facilement accessibles; ainsi, des colonies pourraient connaître un certain niveau de perturbation par des personnes vivant à proximité venant y pratiquer des activités récréatives (p. ex. cueillette de petits fruits, exploration). Plus précisément, les îles Little Fogo, où l’on trouve au moins 3 colonies de plus de 3 000 individus matures (voir Fluctuations et tendances), est une ancienne communauté de pêcheurs dont les maisons restantes sont aujourd’hui utilisées comme chalets d’été. De plus, plusieurs grandes colonies sont situées sur des îles où se trouvent des balises d’aide à la navigation ou des phares, qui nécessitent un entretien régulier par la Garde côtière canadienne, ce qui pourrait perturber involontairement les océanites. Par exemple, le phare de l’île Green, près de la baie Fortune, à Terre-Neuve-et-Labrador, qui compte quelque 100 000 individus matures, est doté en personnel toute l’année et entraîne donc un plus grand risque de perturbation chronique par les humains et les animaux domestiques ou d’introduction d’espèces non indigènes par inadvertance.

Remerciements et experts contactés

Remerciements

Environnement et Changement climatique Canada et Oiseaux Canada ont appuyé la préparation du présent rapport, et le financement a été fourni par le biais d’une subvention de l’Initiative des écosystèmes du Canada atlantique (n^o GCXE18P018). Le rapport avait initialement été présenté au COSEPAC en tant que rapport non sollicité par Environnement et Changement climatique Canada en octobre 2019. Andrew Horn, Elsie Krebs, Louise Blight, Syd Cannings, Jessica Humber et Isabelle Gauthier ont fourni des commentaires constructifs à propos de versions précédentes du rapport. Richard Elliot, coprésident du Sous-comité de spécialistes (SCS) des oiseaux du COSEPAC, a également formulé des commentaires utiles durant la préparation, la présentation et la révision de ce rapport non sollicité. Les experts mentionnés ci-dessous ont offert leurs précieux commentaires au sujet de versions antérieures et de l’information inédite, dont des données, des cartes et des observations personnelles.

Experts contactés

Sydney Allen. Chargé de projets scientifiques et SIG, Secrétariat du COSEPAC, Environnement et Changement climatique Canada, Ottawa (Ontario).

Alex Bond. Senior Curator of Birds, Natural History Museum de Tring, Hertfordshire (Royaume-Uni).

Neil Burgess. Biologiste chercheur, Direction des sciences de la faune et du paysage, Environnement et Changement climatique Canada, St. John’s (Terre-Neuve-et-Labrador).

Antony Diamond. Professeur émérite, Département de biologie, Université du Nouveau-Brunswick, Fredericton (Nouveau-Brunswick).

David Fifield. Spécialiste de la conservation des écosystèmes et des espèces sauvages marins, Direction des sciences de la faune et du paysage, Environnement et Changement climatique Canada, St. John’s (Terre-Neuve-et-Labrador).

Michelle Fitzsimmons. Chercheure postdoctorale, Direction des sciences de la faune et du paysage, Environnement et Changement climatique Canada, St. John’s (Terre-Neuve-et-Labrador).

Carina Gjerdrum. Biologiste de la faune, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique Canada, Dartmouth (Nouvelle-Écosse).

Gail Fraser. Professeur, Faculty of Environmental and Urban Change, York University, Toronto (Ontario).

Heather Major. Professeure adjointe, Département de biologie, Université du Nouveau-Brunswick, Saint John (Nouveau-Brunswick).

Robert Mauck. Directeur, Bowdoin Scientific Station at Kent Island, Bowdoin College, Brunswick (Maine).

William Montevecchi. Professeur de recherche, Departments of Psychology and Biology, Memorial University of Newfoundland, St. John’s (Terre-Neuve-et-Labrador).

Jean-François Rail. Biologiste de la faune, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique Canada, Québec (Québec).

Jen Rock. Biologiste de la faune, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique, Sackville (Nouveau-Brunswick).

Robert Ronconi. Biologiste de la faune, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique Canada, Dartmouth (Nouvelle-Écosse).

Janet Russell. Biologiste, The Alder Institute, Tors Cove (Terre-Neuve-et-Labrador).

Dave Shutler. Professeur, Department of Biology, Acadia University, Wolfville (Nouvelle-Écosse).

Iain . Directeur, Marine Bird Program, Biodiversity Research Institute, Portland (Maine).

Laura Tranquilla. Directrice des programmes de la Région de l’Atlantique, Oiseaux Canada, Sackville (Nouveau-Brunswick).

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Sommaire biographique des rédacteurs du rapport

Sabina I. Wilhelm est une biologiste des oiseaux marins qui possède plus de 20 ans d’expérience de travail avec diverses espèces d’oiseaux marins. En 2004, elle a obtenu un doctorat de l’Université Memorial (Cognitive and Behavioural Program), et, la même année, a commencé à travailler à titre de biologiste de la faune au Service canadien de la faune d’Environnement et Changement climatique Canada à St. John’s, à Terre-Neuve-et-Labrador. M^me Wilhelm dirige actuellement le programme de suivi des oiseaux marins coloniaux dans la Région de l’Atlantique. Depuis 2011, elle se concentre sur le suivi de l’état et des tendances de la population d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique dans diverses colonies des provinces de l’Atlantique, et a publié plusieurs articles ayant fait l’objet d’un examen par les pairs sur l’écologie et la situation de cette espèce.

April Hedd, actuellement chercheure scientifique à la Direction des sciences de la faune et du paysage d’Environnement et Changement climatique Canada, à St. John’s, à Terre-Neuve-et-Labrador, possède plus de 20 ans d’expérience de recherche sur les oiseaux marins. Elle a obtenu son doctorat en 1999 de l’Université de Tasmanie, en Australie, axé sur l’écologie de l’alimentation de l’Albatros à cape blanche et ses interactions avec les pêches. À son retour dans sa province natale de Terre-Neuve-et-Labrador, elle a commencé à étudier l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique en tant que boursière postdoctorale en 2002, sujet sur lequel elle travaille encore aujourd’hui. M^me Hedd combine études à long terme sur la démographie et les réseaux trophiques, d’une part, et ensembles de données spatiales et toxicologiques, d’autre part, pour comprendre les facteurs clés du déclin de l’espèce dans l’Atlantique Nord. Ses intérêts de recherche portent sur l’écologie de la conservation et visent notamment à comprendre la façon dont les facteurs naturels et anthropiques influent sur les tendances en matière de répartition et de population des oiseaux marins.

Gregory J. Robertson possède 30 ans d’expérience dans la recherche et le suivi des populations de poissons et d’autres espèces sauvages, principalement dans des habitats côtiers et marins nordiques. Titulaire d’un doctorat du Centre for Wildlife Ecology de l’Université Simon Fraser, il a commencé à travailler au sein du gouvernement fédéral en tant que chercheur scientifique en 1998 à St. John’s, à Terre-Neuve-et-Labrador. M. Robertson est actuellement chercheur scientifique principal pour Environnement et Changement climatique Canada et Pêches et Océans Canada. Ses travaux portent principalement sur des questions relatives aux espèces sauvages dans les écosystèmes côtiers et sur les évaluations quantitatives des stocks de poissons de fond importants sur le plan commercial. Il a relancé les programmes de suivi de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique à Terre-Neuve-et-Labrador au début des années 2000, et a contribué aux analyses des tendances quantitatives aux fins du présent rapport.

Ingrid L. Pollet a obtenu un diplôme technique en agronomie en 1996 de l’Université Claude Bernard, en France. Elle a ensuite immigré au Canada, où elle a travaillé dans le domaine de la recherche médicale pendant plusieurs années. Elle a ensuite trouvé sa passion lors de plusieurs études sur des oiseaux chanteurs, puis sur des oiseaux marins. Elle a récemment terminé son doctorat cosupervisé par les Universités Acadia et Dalhousie, dans le cadre duquel elle a étudié les facteurs extrinsèques qui influent sur les déplacements et le succès de reproduction de l’Océanite cul-blanc de l’Atlantique. Mme Pollet vient de terminer une recherche postdoctorale à l’Université Justus-Liebig, à Giessen, en Allemagne.

Collections examinées

Aucun spécimen n’a été examiné durant l’élaboration du présent rapport de situation.

Annexe 1. Plus récentes estimations démographiques de toutes les colonies de reproduction actives et passées (non évaluées depuis 1970) d’Océanites cul blanc de l’Atlantique dans l’Est du Canada et à Saint Pierre et Miquelon, en France, énumérées par nom de colonie et par province (LB = Labrador, TN = île de Terre Neuve, NB = Nouveau Brunswick, NE = Nouvelle Écosse, QC = Québec) ou par région

Annexe 2. Nombre estimé d’individus matures et intervalles de confiance à 95 % associés pour 10 colonies d’Océanites cul blanc de l’Atlantique à Terre Neuve, en Nouvelle Écosse et au Nouveau Brunswick qui ont servi à estimer le taux de réduction démographique sur 3 générations dans l’Est du Canada

Annexe 3. Précisions sur les analyses des tendances démographiques élaborées pour l’évaluation de la situation de l’Océanite cul blanc de l’Atlantique (G.J. Robertson, données inédites)

Un modèle simple de type état-espace a été utilisé pour évaluer les tendances démographiques des colonies d’Océanites cul-blanc de l’Atlantique de l’Est du Canada. La situation de chaque colonie (taille réelle de la population à un moment t, x_t) ne peut être observée directement, mais des estimations de la taille des colonies et des valeurs d’erreur connexes sont disponibles pour certaines années (y_t ± σ_t). À partir des estimations annuelles de la taille des colonies, il est possible de faire une analyse des séries chronologiques fondée sur l’autocorrélation d’une année à l’autre pour estimer les tendances. Cependant, seulement 2 à 5 relevés d’océanites étaient disponibles pour cette période de 44 ans, d’où le recours à une régression de Poisson simple pour modéliser les tendances.

Un effet aléatoire a été inclus pour les tendances spécifiques aux colonies afin de tenir compte des différences possibles dans les tendances globales entre toutes les colonies. Le modèle allait comme suit, où t est le moment (ou l’année), et c, la colonie :

x_ct∼Poisson(μ_ct)
E(x_ct) = μ_ct = μ_ct and Var(x_ct) = μ_ct
log(μ_ct) = β₀ + β₁ X t + β_2c X colony_c + b_c X colony_c x t
y_ct∼(x_ct, σ_ct)
b_c∼N(0,σ_trend)

Le modèle a été ajusté selon un cadre bayésien à l’aide de JAGS (Plummer, 2003), avec l’interface r2jags (Su et Yajima, 2015). Des données floues a priori ont été utilisées pour tous les paramètres de régression. Puisque la taille des colonies comporte des différences d’ordre de grandeur (le nombre d’individus dans les colonies varie de centaines à des millions d’individus), des valeurs de départ et des données a priori non nulles ont été attribuées à la taille de la colonie de référence (β₀; ∼12 sur l’échelle logarithmique naturelle). On a également assigné des valeurs a priori d’une moyenne de 0 et des variances de 10 000 à d’autres ordonnées à l’origine et tendances. La variance de l’effet aléatoire des tendances (σ_tendance) a été modélisée avec une valeur a priori basée sur la moitié d’une distribution t de Student (valeurs positives seulement), avec une moyenne de 0, une variance de 625 et 4 degrés de liberté (Robertson et al., 2017). Les modèles ont été exécutés avec 3 chaînes MCMC (Monte Carlo par chaîne de Markov), chacune avec 10 000 itérations, en plus d’une période de rodage de 5 000 itérations. Le brassage a été évalué après 15 000 itérations par un examen visuel des chaînes MCMC et des valeurs R coiffé d’un accent circonflexe (qui devraient être de moins de 1,1; Gelman et al., 2013). Les distributions a posteriori des valeurs annuelles prévues ont également été calculées et extraites aux fins de traçage des courbes. Dans certains cas, le brassage n’a pas bien réussi; généralement, une des trois chaînes prenait une trajectoire différente. On a résolu le problème en exécutant d’autres itérations (10 000 ou 20 000 autres itérations) ou en recommençant la passe du modèle et en ajustant la valeur initiale de l’ordonnée à l’origine de la colonie de référence. Pour calculer et tracer les tendances spécifiques des colonies, une variable d’interaction additionnelle (β_3c × colonie_c × t) a été ajoutée au prédicteur linéaire, et l’effet aléatoire des tendances (b_c>) a été supprimé. Les intervalles de crédibilité à 95 % du modèle bayésien, tirés des distributions a posteriori des chaînes MCMC, sont présentés pour toutes les estimations des paramètres.

Annexe 4. Tableau d’évaluation des menaces pour l’Océanite cul blanc de l’Atlantique au Canada

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème
Océanite cul-blanc (population de l’Atlantique)

Identification de l’élément
Code de l’élément

Date (Ctrl + « ; » pour la date d’aujourd’hui) : 13 janvier 2020

Évaluateurs
Sabina Wilhelm, April Hedd, Greg Robertson, Ingrid Pollet (rédacteurs), Richard Elliot (coprésident du SCS), David Fraser (animateur), Marie-France Noël (Secrétariat du COSEPAC), Courtney Baldo, Louise Blight, Neil Burgess, Josh Cunningham, Dave Fifield, Marcel Gahbauer, Carina Gjerdrum, Rielle Hoeg, Andy Horn, Jessica Humber, Elsie Krebs, Bob Mauck, Mark McGarrigle, Pam Mills, Bill Montevecchi, Allison Moody, Jean-François Rail, Michael Rodway, Rob Ronconi, Donald Sam, Dave Shutler, Iain , Laura Tranquilla

Références :
D’après l’ébauche du rapport de situation sur l’Océanite cul-blanc (population de l’Atlantique) (novembre 2019) et l’ébauche du calculateur des menaces (janvier 2020)

Impact global des menaces – commentaires :

L’Océanite cul-blanc (population de l’Atlantique) a été évalué en tant qu’une seule unité désignable. La durée d’une génération est estimée à 14,8 ans.

Classification des menaces d’après l’IUCN­CMP; Salafsky et al. (2008)