Au cours du temps, l’aménagement des forêts au Québec s’est raffiné en considérant les nouvelles connaissances sur la dynamique naturelle de ces forêts. La loi actuellement en vigueur sur l’aménagement durable des forêts québécoises préconise que les forêts soient aménagées selon les approches écosystémiques (LADTF 2013), afin d’avoir une ressemblance entre les peuplements aménagés et les peuplements naturels (Grenon et al. 2010). Cette nouvelle façon de faire nécessite une connaissance approfondie de la dynamique spatio-temporelle naturelle des peuplements forestiers et des différents besoins des usagers de la forêt (Grenon et al. 2010). Cette vision est concrétisée à travers un plan d’aménagement forestier intégré qui est élaboré par le ministère des Forêts, de la Faune et des Parcs (MFFP) en concertation avec la table locale de gestion intégrée des ressources et du territoire (TGIRT) (MFFP 2020a). Ce plan contient les orientations sylvicoles et le volume annuel du bois qui peut être prélevé dans le respect de la possibilité forestière (LADTF 2013). Cependant, les stratégies recommandées dans ce plan d’aménagement durable peuvent être substituées aux stratégies de récupérations spéciales dans les peuplements affectés par des perturbations naturelles (MFFP 2020a). En effet, en raison des risques de pertes importantes de la matière ligneuse, la priorité de coupe peut être accordée aux peuplements affectés par une perturbation naturelle qui est susceptible d’entrainer la mortalité des arbres (MFFP 2020a). Mais l’efficacité d’un plan d’aménagement spécial repose sur une meilleure connaissance du mode d’action de chaque perturbation naturelle.

Les perturbations naturelles que connaissent les forêts québécoises sont souvent les feux de forêts, les chablis et les épidémies d’insectes (Blais 1981; MacLean 2016; Harvey 2018). Contrairement aux feux de forêts, les insectes défoliateurs prennent quelques années avant d’entrainer la mortalité de leur hôte. Parmi les insectes nuisibles, on retrouve la tordeuse des bourgeons de l’épinette (TBE; Choristoneura fumiferana (Clem.)) qui constitue un redoutable défoliateur des peuplements résineux (Régnière et Nealis 2007; Régnière et al. 2012; Navarro et al. 2018). L’aire de répartition naturelle de ce défoliateur coïncide avec l’aire de distribution de ses hôtes (Lumley et Sperling 2011). L’insecte se retrouve sur une grande partie du territoire canadien et sur une petite partie du nord-est des États-Unis (Lumley et Sperling 2011). La partie est du Canada, particulièrement la province du Québec, a été beaucoup touchée durant cette épidémie avec une superficie de 13 millions d’hectares affectés en 2020 (MFFP 2020b). Les épidémies de la TBE sont cycliques et apparaissent dans une période qui varie entre 30 et 40 ans (Morin et al. 2007; Navarro et al. 2018). D’une épidémie de TBE à autre, il y a une variation dans la sévérité des régions affectées (Gray 2008; Navarro et al. 2018). La perte économique liée à la mortalité des hôtes de la TBE au Québec lors des éclosions des années 1970 se situait entre 139 et 238 millions de mètres cubes de bois (Boulet et al. 1996). Les épidémies de la TBE ayant eu lieu au cours du 20e siècle ont été plus sévères que celles du 19e siècle parce qu’elles ont affecté plus de régions (Gray 2008; MFFP 2015; Navarro et al. 2018). Il se pourrait même qu’à cause du réchauffement climatique, la menace de la TBE progresse et s’intensifie vers les peuplements d’épinettes du Nord qui étaient auparavant épargnés (Gray 2008; Régnière et al. 2012; Navarro et al. 2018).

Les larves de la TBE en se nourrissant du feuillage de l’hôte réduisent leur capacité à faire la photosynthèse et à produire l’énergie suffisante pour sa survie (Fournier 2009; Caron 2013). Pour cette raison, la défoliation par la TBE est considérée comme le facteur le plus important qui déclenche la mortalité des arbres en période épidémique de la TBE (Pothier et al. 2012). Son impact est souvent décrit dans la littérature sous forme de durée et intensité de la défoliation (Krause et al. 2012; Bouchard 2015; Deslauriers et al. 2015; MFFP 2015; MFFP 2019).

Comme la TBE est une espèce univoltine, c’est-à-dire que son cycle se répète chaque année (Neau 2014), ses hôtes sont susceptibles de subir des défoliations successives durant l’épidémie (MFFP 2015; MFFP 2016). La durée de la défoliation est importante à cause de l’effet cumulatif de la défoliation et le manque répétitif de biomasse photosynthétique (Fournier 2009; Krause et al. 2012; Deslauriers et al. 2015) qui ont comme conséquence la mortalité du sapin baumier (SAB; Abies balsamea (L.) Mill.) (MacLean 1980; Fournier 2009; MFFP 2015; MacLean 2016). La mortalité est souvent observée dans les peuplements de SAB après quatre années de défoliation (MacLean 1980; MacLean 2016).

L’intensité de la défoliation décrit la quantité du feuillage consommée annuellement par les larves (MFFP 2015; Rahimzadeh-Bajgiran et al. 2018). Selon la classification de MFFP, l’intensité de la défoliation est considérée comme faible (cote = 1), modérée (cote = 2) ou sévère (cote = 3) selon qu’il s’agit respectivement d’une perte du feuillage annuelle inférieure à 35%, comprise entre 35% et 70%, ou supérieure à 70% (MFFP 2015). Un arbre qui subit une défoliation sévère répétitive meurt plus tôt qu’un arbre qui subit une défoliation modérée répétitive (Fournier 2009; MFFP 2015).

Étant donné que les conditions environnementales, comme le climat, peuvent changer d’une année à l’autre, l’intensité de la défoliation peut aussi être variable. En effet, la pression exercée par le défoliateur sur ses hôtes dépend aussi des conditions climatiques (Régnière et al. 2012). Ainsi pour tenir compte de cette variabilité de l’intensité dans les modèles de prédiction de la mortalité, on peut décider d’utiliser soit l’intensité moyenne annuelle suivie de la durée de la défoliation ou soit la défoliation cumulative ou encore la défoliation cumulative détaillée. La défoliation cumulative est la somme des intensités annuelles de défoliation sur une période de défoliation considérée (MFFP 2019). La défoliation cumulative détaillée précise sur une période de défoliation considérée, la fréquence des différents niveaux d’intensités de défoliation qu’a connu un peuplement.

L’espèce et l’âge des arbres sont également des facteurs importants qui influencent la mortalité des arbres dans un peuplement affecté par la TBE (MacLean 1980; Fournier 2009; MacLean 2016). Les conifères susceptibles à la défoliation de la TBE sont ceux dont les bourgeons éclosent durant la phase d’alimentation des larves (Rossi et al. 2008; Neau 2014). Il s’agit de l’épinette blanche (EPB ; Picea glauca (Moench) Voss), du SAB, de l’épinette rouge (Picea rubens Sargent) et de l’épinette noire (EPN ; Picea mariana (Mill.) B.S.P) (MFFP 2015). Mais le SAB reste son hôte le plus vulnérable (MacLean 1980; Hennigar et al. 2008; MacLean 2016). Les peuplements mixtes de SAB connaissent moins de mortalité que les peuplements purs de SAB (Colford-Gilks et al. 2012; Pothier et al. 2012; Zhang et al. 2020). La vulnérabilité du SAB est due au fait que l’éclosion de ses bougeons coïncide mieux avec la phase d’alimentation des larves de la TBE (Neau 2014). L’EPN par exemple, résiste plus à cause d’un manque de synchronisation entre l’émergence des larves et le débourrement des bougeons (Nealis et Regniere 2004; Pothier et al. 2012). De plus, les peuplements d’EPN se situent plus au nord où les étés sont plus frais et courts, ce qui défavorise le développement du papillon (De Grandpré et al. 2014).

Quant à l’âge du peuplement il a été constaté que les peuplements matures sont plus vulnérables (MacLean 1980; Fournier 2009; MFFP 2015). À la fin d’une épidémie, dans les peuplements de SAB, on peut dénombrer environ 85% d’arbres matures morts contre 42% de jeunes arbres morts (MacLean 1980). De même, dans les peuplements d’épinettes noires qui sont plus résistants à la défoliation de la TBE, on peut avoir 36% d’arbres matures morts contre 13% de jeunes arbres morts (Fournier 2009).

Durant les épidémies de la TBE, les arbres commencent à mourir dans les peuplements affectés au bout de quelques années de défoliation sévère (MacLean et Ostaff 1989; MacLean 2016; MFFP 2019). Comme les produits issus des arbres morts sont de faible qualité (Binotto et Locke 1981; Basham 1986; Barrette 2013; Barrette et al. 2015), les industriels récoltent principalement les arbres vivants et abandonnent les arbres morts en forêts.