Ruimtelijke distributie van bodemfungi: evidentie voor de...

Faculteit Wetenschappen

Vakgroep Biologie

Onderzoeksgroep Terrestrische Ecologie

Academiejaar 2012-2013

Ruimtelijke distributie van bodemfungi: evidentie voor de

Janzen-Connell hypothese?

Charlotte Watteyn

Scriptie voorgelegd tot het behalen

van de graad Master in de Biologie

Promoter: Dr. Valérie Lehouck

Co-promoter: Dr. Eduardo de la Peña

Begeleiders: Dr. Valérie Lehouck

Dr. Eduardo de la Peña

Dankwoord

Dankwoord

Om deze thesis tot een goed einde te brengen heb ik een lange, en dit mag ook letterlijk genomen worden,

reis achter de rug. Ik zou dan ook graag een woordje van dank richten aan de mensen die mij langsheen

dit leerrijke pad geholpen en gesteund hebben.

Allereerst wil ik Valérie en Eduardo bedanken voor de uitstekende begeleiding. Ik kon bij hen steeds

terecht met vragen of problemen. Valérie, bedankt voor het nalezen en verbeteren van mijn teksten en het

helpen bij de dataverwerking, die het geduld van een mens toch vaak op de proef stelt. Eduardo, een dikke

merci om mij te helpen met het veldwerk in Kenia en al de rompslomp van vergunningen te regelen om de

wortel- en bodemstalen zo legaal mogelijk op het vliegtuig te krijgen. Ook in België stond je steeds paraat

me te helpen waar nodig.

Peter, thank you for helping me with the fieldwork! Without you as a guide I would definitely be lost in

the Taita Hills. You are a quit but friendly and hard-working person who learned me a lot about the huge

amount of Taita tree and bird species. Rebecca and Mwadime, after I finally found the Taita Research

Station in Wundanyi, you welcomed me with open arms. I really enjoyed my stay with you guys. Thomas

en Stien, bedankt voor de fantastische tijd in de Taita Hills. Na het veldwerk terug krachten opdoen met

een overheerlijke chapatti, de avondlijke bush baby ‘jacht’ en de leuke uitstapjes op zondag zijn slechts

enkele van de vele toffe momenten in het vriendelijke en vredevolle stadje Wundanyi.

Jane en Pieter, jullie hebben me enorm geholpen met de moleculaire analyses. Zonder jullie kennis en het

mogen gebruiken van de chique toestellen van het ILVO, zou ik ‘mijn schimmeltjes’ nooit zo efficiënt

geïdentificeerd hebben. Ook met vragen kon ik steeds bij jullie terecht.

Mama, papa en zussen, jullie mogen uiteraard niet ontbreken in het lijstje. Jullie waren steeds bereid mij

te helpen waar nodig. Het nemen van foto’s, het nalezen van teksten en het regelmatig aanhoren van mijn

‘gezaag’ was jullie nooit te veel gevraagd. Het is niet echt jullie vakgebied, maar toch waren jullie steeds

geïnteresseerd in alles wat ik deed. Ook bij mijn beste maatjes kon ik steeds terecht voor een babbel en de

nodige ontspanningsmomenten.

Bedankt allemaal!

Charlotte

Lijst met afkortingen en definities

ANOSIM = Analysis Of Similarity

BLAST = Basic Local Alignment Sequence Tool

CFU = Colony Forming Units

= Aantal getelde kolonies

Cha = Bosfragment Chawia

CNDD = Conspecific Negative Density / Distance Dependence

= Conspecifieke negatieve densiteits- / afstandsafhankelijkheid

DBH = Diameter at Breast Height

= Diameter, gemeten op borsthoogte (± 130 cm)

Fur = Bosfragment Fururu

Identity (%) = Overeenkomstpercentage tussen eigen DNA-sequentie en een in de databank

aanwezige DNA-sequentie, gebaseerd op de nucleotide-nucleotide alineëring

ITS = Internal Transcribed Spacer

= DNA-sequentie, algemeen aanwezig in rDNA van fungi

J-C = Janzen-Connell

Mac = Bosfragment Macha

MMMeans = Michaelis-Menten Means

= Biodiversiteitsindex

Mwa = Bosfragment Mwachora

Ndi = Bosfragment Ndiwenyi

Nga = Bosfragment Ngangao

NMDS = Non-metric Multi-Dimensional Scaling

NTP = Nucleoside tri-fosfaat

PCA = Principal Component Analysis

PCR = Polymerase Chain Reaction

= Polymerase kettingreactie

Lijst met afkortingen en definities

Query cover (%) = Percentage van de eigen DNA-sequentie die gebruikt wordt bij het zoeken naar

naar overeenkomst met een DNA-sequentie in de databank.

R = Nearest neighbour index (Nearest neighbor analyse in ArcGIS)

Of

= Teststatistiek die de mate van verschil weergeeft in gemeenschaps-

samenstelling. De waarde varieert tussen -1 en 1. Een waarde groter dan 1 wijst op

variatie in gemeenschapssamenstelling (NMDS analyse in Primer).

rDNA = Ribsosomaal DNA

Relatieve densiteit = De ratio van de densiteit van adulte X. monospora bomen ten opzichte

van de densiteit aan alle adulte bomen (X. monospora en andere soorten)

Relatieve dominantie = De ratio van de som van de stamoppervlaktes (berekend op basis van de

gemeten DBH) van alle adulte X. monospora bomen ten opzichte van de

som van de stamoppervlaktes van alle aanwezige bomen

SD = Standaard Deviatie

Inhoudsopgave

Inhoudsopgave

1. Inleiding .......................................................................................................... 1

1.1.De onschatbare waarde van biodiversiteit ............................................... 1

1.1.1. Biotische interacties en tropische plantendiversiteit ..................... 2

1.2. Plant-bodem terugkoppelingsmechanismen ........................................... 4

1.2.1. De Janzen-Connell hypothese ....................................................... 6

1.2.1.1. Plant-pathogeen interacties .............................................. 8

1.3. Habitatfragmentatie ................................................................................ 10

1.4. Aanleiding tot deze masterproef ............................................................. 12

2. Doelstellingen ................................................................................................. 14

3. Materiaal en methoden ................................................................................... 15

3.1.Studiegebied en studiesoort ..................................................................... 15

3.1.1. Studiegebied ................................................................................. 15

3.1.2. Studiesoort .................................................................................... 16

3.2.Studiedesign ............................................................................................ 18

3.2.1. Staalname ...................................................................................... 18

3.2.2. Karakterisering bodemfungi ......................................................... 21

3.3.Statistische dataverwerking ..................................................................... 23

3.3.1. Ruimtelijke distributie van X. monospora .................................... 23

3.3.2. Ruimtelijke distributie van bodemfungi gemeenschap ................. 24

3.3.2.1. Soortensamenstelling en diversiteit ................................. 24

3.3.2.2. Gemeenschapsanalyse ...................................................... 24

4. Resultaten ....................................................................................................... 26

4.1.Ruimtelijke distributie X. monospora ...................................................... 26

4.2.Ruimtelijke distributie bodemfungi gemeenschap .................................. 28

4.2.1. Soortensamenstelling en diversiteit .............................................. 28

4.2.2. Gemeenschapsanalyse .................................................................. 31

4.2.2.1.Variatie tussen fragmenten en plots .................................. 33

4.2.2.2.Variatie in functie van de afstand tot moederboom .......... 36

4.3.Verband X. monospora en bodemfungi distributie .................................. 38

5. Discussie ......................................................................................................... 39

5.1. Ruimtelijke distributie bodemfungi gemeenschap en X. monospora .... 39

5.1.1. Functionele diversiteit ............................................................. 39

5.1.2. Variatie tussen fragmenten ...................................................... 40

5.1.3. Variatie tussen plots ................................................................. 42

5.1.4. Variatie in functie van afstand tot moederboom...................... 43

5.2. Studiedesign: moeilijkheden en eventuele verbeteringen ...................... 46

5.2.1. Staalname ................................................................................. 46

5.2.2. Karakterisering bodemfungi .................................................... 47

Inhoudsopgave

5.3. Suggesties voor verder onderzoek .......................................................... 48

6. Conclusie ........................................................................................................ 50

7. Samenvatting .................................................................................................. 51

8. Summary ......................................................................................................... 54

9. Referenties ...................................................................................................... 56

10. Bijlagen ........................................................................................................... 62

Inleiding

- 1 -

1. Inleiding

1.1. De onschatbare waarde van biodiversiteit

Biologische diversiteit, kortweg biodiversiteit, is meer dan alleen de diversiteit aan soorten.

Het wijst enerzijds op de variabiliteit aan levende organismen, afkomstig uit zeer

uiteenlopende habitats, maar anderzijds ook op de ecologische systemen waarvan zij deel

uitmaken. Dit omvat zowel diversiteit binnen de soort, tussen de soorten als van ecosystemen.

Biodiversiteit wijst dus op de verscheidenheid aan leven op onze planeet, en dit op drie

verschillende niveaus: genetisch, soorten ecosysteemniveau (Loreau, 2010). Het onderwerp

‘biodiversiteit’ komt de laatste jaren steeds vaker aan bod in de media. Jammer genoeg is de

reden hiervoor de wereldwijde achteruitgang als gevolg van een alsmaar toenemende impact

van menselijke activiteiten.

Binnen een ecosysteem interageren biotische en abiotische componenten met elkaar door

middel van een brede range aan biologische, fysische en chemische processen (Loreau, 2010).

De (a)biotische samenstelling, structuur en functionaliteit van een ecosysteem wordt bijgevolg

bepaald door een aantal gerelateerde omgevingsfactoren, zoals nutriëntenbeschikbaarheid,

temperatuur, lichtintensiteit, begrazingsintensiteit en populatiedensiteit. Veranderingen in

deze factoren ten gevolge van verstoringen (ziektes, invasies van exotische soorten,

klimaatsverandering) destabiliseren de huidige dynamiek van ecosystemen, en aangezien de

aanwezigheid van gezonde populaties van diverse soorten een belangrijke voorwaarde is voor

het optimaal functioneren van ecosystemen, fungeert biodiversiteit als een buffer tegen deze

verstoringen. Het idee dat een toename in biodiversiteit leidt tot een toename in stabiliteit van

ecosystemen vormt dan ook de basis van de biodiversiteit-stabiliteit hypothese. Een

ecosysteem wordt gekenmerkt door interacties tussen soorten onderling, waardoor de

achteruitgang en eventuele extinctie van een bepaalde soort kan leiden tot de achteruitgang of

secundaire extinctie (co-extinctie) van andere soorten enerzijds (Koh et al., 2004) en de

vooruitgang van competitoren of prooien anderzijds (Morris, 2010). De voornaamste

drijfveren achter het verlies van biodiversiteit binnen een ecosysteem, en zodoende ook

ecosysteemfuncties en -diensten, zijn veranderingen in landgebruik, habitatverlies en -

fragmentatie, introductie van exotische soorten, vervuiling, overexploitatie (o.a. jacht en

visvangst) en meer recent ook klimaatsverandering (Morris, 2010). Hoe meer soorten

verdwijnen, hoe groter de kans op het wijzigen of verloren gaan van interacties en hoe groter

de negatieve impact op de structuur en functionaliteit van een ecosysteem. Dit in acht

Inleiding

- 2 -

genomen, kan verondersteld worden dat een soortenrijk systeem stabieler en robuuster is en

dus beter bestand is tegen externe invloeden (Hooper et al., 2005; Hector & Bagchi, 2007;

Loreau et al., 2010; Mori et al., 2013).

1.1.1. Biotische interacties en tropische plantendiversiteit

De afname in biologische diversiteit met toenemende breedtegraad, is een van de meest

opmerkelijke waargenomen patronen op onze planeet (Mittelbach et al., 2007; Schemske et

al., 2009). Een meta-analyse van Hillebrand (2004) toonde twee zaken aan. Ten eerste, de

soortenrijkdom van de meeste taxonomische groepen stijgt naar de evenaar toe en ten tweede,

deze trend verschilt niet tussen de Noordelijke of Zuidelijke hemisfeer, mariene of

terrestrische ecosystemen, taxa van verschillende trofische niveaus en ectotherme of

endotherme taxa. Ondanks het feit dat men al tientallen jaren op zoek is naar een universeel

aanvaardbare verklaring voor deze latitudinale biodiversiteitsgradiënt, bestaat er tot op heden

nog geen eensgezindheid over de achterliggende mechanismen ervan. Een antwoord bieden

op de vraag hoe het mogelijk is dat honderden plantensoorten samen kunnen voorkomen op

slechts één hectare tropisch bos is bijgevolg niet eenvoudig. Verscheidene meta-analyses (o.a.

Hill & Hill, 2001; Willig et al., 2003; Leigh et al., 2004) hebben geprobeerd de enorme

hoeveelheid aan hypothesen te bundelen. Eén van de vele opgestelde classificaties van

mogelijke mechanismen achter patronen van co-existentie wordt weergegeven in figuur 1.1

(Barot, 2004). Deze mechanismen zijn veelal compatibel en moeten idealiter in combinatie

met elkaar worden onderzocht (Wright, 2002). De focus in dit type van onderzoek wordt vaak

gelegd op zaailingen omdat de overgang van zaad naar reproductieve adult het meest cruciale

stadium is gedurende de levenscyclus van de plant (Bell et al., 2006; Freckleton et al., 2006).

Deze overgang wordt beïnvloed door een verscheidenheid aan (a)biotische factoren. Het is

dan ook niet verwonderlijk dat de wetenschappelijke literatuur is opgebouwd uit een groot

aantal, elkaar soms tegensprekende, verklaringen voor het bestaan van de soortenrijkdom en

ruimtelijke patronen van tropische bossen (Swamy, 2008).

Processen die de negatieve intraspecifieke interacties versterken ten opzichte van de negatieve

interspecifieke interacties zijn essentieel voor de co-existentie van soorten. Conspecifieke

negatieve densiteit- of afstandsafhankelijke (conspecific negative density or distance

dependence of CNDD) mortaliteit bijvoorbeeld wijst op een negatieve correlatie tussen de

densiteit aan of de afstand tussen conspecifieke (van dezelfde soort) planten en hun

overlevingssucces en wordt beschouwd als één van de belangrijkste mechanismen achter de

latitudinale biodiversiteitsgradiënt (Johnson et al., 2012). Densiteits- en afstandsafhankelijke

Inleiding

- 3 -

mortaliteit wordt vaak verward met elkaar. Afstandsafhankelijke mortaliteit wijst op een

toenemende overlevingskans verder weg van conspecifieke individuen, en dit is veelal naar

plaatsen met een lage conspecifieke densiteit, vandaar de verwarring (Terborgh et al., 2012).

Intraspecifieke competitie, dit is competitie binnen de soort, en de gevoeligheid voor

gastheerspecifieke vijanden zijn twee mogelijke mechanismen achter CNDD mortaliteit (Lin

et al., 2012; Terborgh, 2012). Intraspecifieke competitie bijvoorbeeld is verantwoordelijk

voor een toename in zaailingmortaliteit bij hoge conspecifieke densiteit in de nabijheid van de

moederboom aangezien deze zaailingen maken gebruik van dezelfde limiterende

hulpbronnen.

Figuur 1.1: Een van de vele classificaties van de mogelijke mechanismen achter de co-existentie van planten (Barot, 2004).

Het ontrafelen van de diverse interacties tussen levende organismen is noodzakelijk indien

men de werking van een ecosysteem beter wil begrijpen. Een review van Schemske et al.

(2009) schenkt aandacht aan de veronderstelling dat de sterkte van biotische interacties

toeneemt in de richting van de evenaar, en linkt deze hypothese met de hogere biodiversiteit

in de tropen. Sterke biotische interacties bevorderen co-evolutie, een fenomeen waarbij

interagerende soorten continu op elkaar inspelen via fenotypische en genotypische

aanpassingen. Het resultaat is een snellere adaptatie en speciatie. Tropische regio’s worden

gekenmerkt door de afwezigheid van seizoenen, waardoor pathogenen gedurende het hele jaar

Inleiding

- 4 -

kunnen accumuleren en er sprake kan zijn van een sterkere co-evolutie tussen pathogeen en

gastheer, en dus een snellere adaptatie en speciatie in vergelijking met gematigde streken. In

gematigde streken worden abiotische factoren beschouwd als de primaire mechanismen achter

adaptatie en speciatie. Deze factoren op zich evolueren niet, maar variëren in tijd en ruimte.

1.2. Plant-Bodem terugkoppelingsmechanismen

Zoals hierboven reeds kort aangehaald, worden ecosystemen gedefinieerd als functionele en

dynamische eenheden die het resultaat zijn van interacties tussen abiotische en biotische

componenten (Loreau, 2010). Bij het onderzoeken van correlaties tussen de diversiteit en het

functioneren van een ecosysteem, wordt de focus veelal gelegd op interacties binnen één

trofisch niveau, bijvoorbeeld tussen planten onderling. Het feit dat deze uitmaken van een

complex netwerk van multitrofe interacties en dat planten fungeren als mediatoren tussen

boven- en ondergrondse systemen, wordt vaak over het hoofd gezien (Eisenhauer, 2012).

Terrestrische ecosystemen zijn opgebouwd uit boven- en ondergrondse subsystemen die

interageren met elkaar, en dit op verschillende temporele en ruimtelijke schalen (van der

Putten et al, 2009). Studies die de complexiteit aan boven- en ondergrondse feedback en

interacties met de abiotische omgeving onder de loep nemen, leiden tot een beter inzicht

betreffende het belang van biodiversiteit en de impact van menselijke activiteiten op de

leefomgeving (Wardle et al, 2004, van der Putten et al, 2009). Het ondergrondse subsysteem

omvat de bodem met al zijn chemische, fysische en biologische eigenschappen. Deze laatsten

spelen een belangrijke rol bij de groei, productiviteit en reproductief succes van

plantindividuen, alsook de samenstelling en productiviteit van de gehele plantengemeenschap

(van der Putten et al., 2013). De bodem is een complexe en heterogene omgeving in termen

van poriegrootte, water- en luchtregime en substraatbeschikbaarheid, waardoor zowel op

ruimtelijke als temporele schaal een grote hoeveelheid aan niches wordt gecreëerd (Giller,

1996). De bodem kan dus beschouwd worden als een habitatmozaïek met een enorme

verscheidenheid aan soorten. Planten kunnen deze bodemkarakteristieken op verschillende

manieren beïnvloeden, bv. door meer of minder input van organisch materiaal, en hierdoor

wijzigingen teweegbrengen in de diversiteit en activiteit van bodemorganismen (Bardgett et

al.,1998). Deze veranderingen kunnen er op hun beurt toe leiden dat de bodem meer of juist

minder in staat is om deze zelfde plantindividuen te onderhouden, alsook andere individuen

van dezelfde of een andere soort. Samengevat, indien de door planten veroorzaakte

veranderingen in bodemeigenschappen een invloed hebben op de aanwezigheid van de

Inleiding

- 5 -

planten zelf, spreekt men over plant-bodem terugkoppelingsmechanismen (Wardle, 2004).

Deze laatste kunnen direct of indirect zijn, alsook positief, negatief of neutraal (figuur 2 en 3)

(van der Putten et al., 2013). Hoe sterk en met welke specificiteit deze bodemeigenschappen

worden gewijzigd, zal bepalen in welke mate plant-bodem terugkoppelingsmechanismen een

impact hebben op de dynamiek van de gehele plantengemeenschap, alsook de

ecosysteemfuncties. Door het feit dat planten fungeren als mediatoren tussen boven- en

ondergrondse subsystemen, kunnen eventueel ook veranderingen plaatsvinden in de

interacties tussen planten en bovengrondse organismen (van der Putten et al., 2013).

Wortelherbivorie bijvoorbeeld zal een fysiologische respons van de plant uitlokken, meer in

het bijzonder een verhoogde metabolietenconcentratie (suikers, aminozuren) in de stengel,

waardoor nu ook bovengrondse herbivoren worden aangetrokken tot de plant. De

aanwezigheid van een ondergrondse herbivoor faciliteert op deze manier een bovengrondse

herbivoor, zonder dat deze twee rechtstreeks met elkaar interageren.

Figuur 1.2: Plant-bodem terugkoppelingsmechanismen. Links: directe en indirecte mechanismen. Directe, ook wel

intraspecifieke of conspecifieke, mechanismen wijzen op het effect van een plantenindividu op zichzelf of op andere

individuen van dezelfde soort. Indirecte, ook wel interspecifieke of heterospecifieke, mechanismen vinden plaats tussen

individuen van verschillende soort. Rechts: positieve (blauwe pijl) en negatieve (rode pijl) plant-bodem

terugkoppelingsmechanismen. Positieve mechanismen verhogen de kans dat conspecifieke individuen een habitat kunnen

domineren en eventueel monopoliseren. Negatieve mechanismen maken de bodem minder optimaal voor conspecifieke

individuen, waardoor de kans op dominantie sterk wordt verlaagd (van der Putten et al., 2013).

De invloed van bodembiota op de bovengrondse levende gemeenschappen is heel divers

(Wardle et al., 2004; van der Heijden et al., 2008; van der Putten et al., 2009). De in de

rhizosfeer aanwezige herbivoren voeden zich met de wortels van de plant en oefenen op deze

manier een direct negatief effect uit op de plant. Ook bodempathogenen vormen een

zogenaamde antagonistische associatie met hun gastheerplant. Daarnaast zijn er tal van

directe positieve relaties tussen planten en bodemorganismen. Denk maar aan de

mutualistische interacties tussen planten en mycorrhiza of stikstoffixerende bacteriën (Wardle

et al, 2004). Daarenboven zijn bodemorganismen in staat de chemische eigenschappen van de

bodem, en hieruit volgend de nutriëntenbeschikbaarheid en absorptiecapaciteit van

Inleiding

- 6 -

plantenwortels, te wijzigen via decompositieprocessen en oefenen ze een indirect negatief of

positief effect uit op de plant (Wardle et al, 2004). Het is duidelijk dat de structuur en

abundantie van de ondergrondse gemeenschap, waaronder micro-organismen als bacteriën,

virussen, protisten, fungi en nematoden, een grote invloed uitoefent op de ecologie van

bovengronds levende planten en dieren (van der Putten et al., 2009). Het karakteriseren van

deze ondergrondse gemeenschappen is dan ook belangrijk om de werking van het volledige

ecosysteem beter te begrijpen.

Figuur 1.3: Terugkoppelingsmechanismen tussen boven- en ondergrondse systemen (Wardle et al., 2004).

1.2.1. De Janzen-Connell hypothese

Een 40-tal jaar geleden gaven Janzen (1970) en Connell (1971) onafhankelijk van elkaar een

mogelijke verklaring voor de waargenomen paradox dat er in tropische bossen minder

zaailingen aanwezig zijn in de buurt van een reproductieve boom, ondanks de abundante

zaadval in de omgeving van de moederboom. De veronderstelling dat deze waarneming te

wijten is aan de accumulatie van gastheerspecifieke vijanden nabij de moederboom vormt de

basis van de zogenaamde Janzen-Connell (J-C) hypothese. Een moederboom trekt naast

pollinatoren en zaaddispersers, ook herbivoren en zaadpredatoren aan en fungeert als een

reservoir voor gastheerspecifieke pestsoorten en pathogenen, die doorgegeven worden aan

dichtbij gewortelde zaailingen (Gilbert, 2002; Terborgh et al., 2008). Het resultaat van deze

positieve (pollinatie, zaaddispersie) en negatieve (herbivorie, zaadpredatie en pathologie)

Inleiding

- 7 -

effecten bepaalt wanneer, waar en met welk succes een boom zal reproduceren (Terborgh et

al., 2008). De J-C hypothese wordt al sinds de jaren ’80 proefondervindelijk ondersteund

(Gilbert, 2002 en alle hierin vermelde referenties met positief resultaat betreffende de J-C

hypothese) en vormt nog steeds een belangrijk concept bij het begrijpen van de manier

waarop natuurlijke vijanden (zaadpredatoren, bodempathogenen) de gemeenschapsstructuur

en diversiteit van planten beïnvloeden. Het idee achter de J-C hypothese baseert zich op het

principe van competitieve exclusie en zet de biotische interacties tussen planten en hun

natuurlijke vijanden centraal. Competitie resulteert in competitieve exclusie indien superieur

competitieve soorten zodanig toenemen in abundantie waardoor andere, minder competitieve

soorten worden benadeeld. Deze interspecifieke competitie, zijnde de competitie tussen

soorten, kan leiden tot een afname in diversiteit (Gilbert, 2002). Doch dit kan vermeden

worden door middel van mechanismen, die competitieve exclusie verstoren, uitstellen of

voorkomen (Palmer, 1994). De J-C hypothese is een voorbeeld van zo een mechanisme. In

tegenstelling tot dieren, beschikken planten, eens gevestigd, niet over de mogelijkheid om

zich voort te bewegen doorheen het landschap. Planten moeten zodoende op zoek gaan naar

alternatieven om te ontsnappen aan ongunstige omgevingscondities en de overleving van hun

nakomelingen te garanderen. Zaaddormantie en zaaddispersie, respectievelijk de temporele en

ruimtelijke ontsnapping aan natuurlijke vijanden, intraspecifieke competitie, enz., worden

hierbij beschouwd als belangrijke mechanismen van een plant om zich aan te passen aan

variabele omstandigheden (Augspurger, 1983). Ondanks de evolutie van complexe

zaaddispersie mechanismen (Howe et al., 1982), waarbij gebruik wordt gemaakt van

abiotische (wind, water) of biotische (frugivore zaadverbreiders) vectoren, worden de meeste

zaden afgezet in de rechtstreekse omgeving van de moederplant. De hoge zaaddensiteit die

hierdoor ontstaat, verhoogt de interspecifieke competitie en dus stressgevoeligheid.

Zaadpredatoren en bodempathogenen accumuleren maar al te graag op deze plaatsen. Naast

deze densiteitsafhankelijke mortaliteit spreekt men ook over afstandsafhankelijke mortaliteit,

waarbij de kans op zaadkieming, zaailingrekrutering en -overleving stijgt met toenemende

afstand ten opzichte van de moederplant. De ruimtelijke schaal waarop zaadpredatoren en

bodempathogenen actief zijn, is namelijk afhankelijk van de afstand waarover deze zich

kunnen verplaatsen en aangezien de meesten gekenmerkt worden door minimale

verspreidingsmogelijkheden, is hun aanwezigheid vaak beperkt tot plaatsen nabij de

moederboom, waar hoge zaad- en zaailingdensiteit heerst. Zaden die verplaatst worden naar

een ‘veilige’ plek, weg van de moederboom, hebben dus een hogere kans op overleven.

Hierdoor zal er selectie optreden voor langere zaaddispersie afstanden (Nathan & Casagrandi,

Inleiding

- 8 -

2004). De reeds vermelde paradox geeft aanleiding tot de zogenaamde recruitment curve

(figuur 4) en toont aan dat het J-C patroon enkel zal plaatsvinden indien de gemiddelde

afstand waarover pathogenen actief zijn lager is dan de gemiddelde afstand waarover de zaden

gedisperseerd worden (Schupp, 1992; Nathan & Casagrandi, 2004). De optimale,

soortspecifieke afstand voor zaadkieming is dus afhankelijk van de afstand waarover de zaden

gedisperseerd kunnen worden en de activiteitsradius van pathogenen of zaadpredatoren (Hill

& Hill, 2001).

Figuur 1.4: Grafische voorstelling van het Janzen-Connell model (Matthesius, 2006).

1.2.2.1. Plant-pathogeen interacties

Reeds lange tijd staan pathogenen berucht als verwoesters van landbouwgewassen, maar ook

hun regulerende functie in de dynamiek van natuurlijke plantengemeenschappen mag niet

onderschat worden (van der Heijden et al, 2008). De manieren waarop pathogenen hun

gastheren infecteren zijn enorm divers. Plant-pathogeen interacties en de gevolgen voor de

plant in termen van fitness zijn dan ook zeer complex en uiteenlopend (Mordecai, 2011).

Planten zijn in staat zich te beschermen tegen pathogene infecties via tal van resistentie- of

defensiemechanismen, zoals de productie van toxische metabolieten (chemische defensie) of

de vorming van haren of stekels (mechanische defensie). Pathogenen kunnen deze

mechanismen ontwijken. Sommige fungi soorten bijvoorbeeld manipuleren de hormoonbalans

van hun gastheer zodanig dat er een ideale omgeving wordt gecreëerd voor de fungus zelf.

Deze zogenaamde co-evolutionaire arms race tussen plant en pathogeen is uitermate

Inleiding

- 9 -

gevarieerd, waarbij beiden reageren op veranderingen bij hun tegenstander (Maor & Shirasu,

2005; Ingle et al., 2006). Afhankelijk van de gastheerspecificiteit worden pathogenen

doorgegeven tussen plantenindividuen van eenzelfde (specialisten) of verschillende

(generalisten) soort, waarbij zowel bodem, atmosfeer, water als levende organismen kunnen

optreden als transmissievectoren. Gastheerspecifieke pathogenen vallen één of enkele soorten

aan binnen de plantengemeenschap. Dit kan resulteren in een gereduceerde dominantie van

competitief superieure planten of de eliminatie van zeldzame en competitief inferieure planten

(Klironomos, 2002; Frecleton et al., 2006). Gastheerspecifieke pathogenen die zaailingen van

slechts één of enkele boomsoorten infecteren, accumuleren in de directe omgeving van de

moederboom aangezien de meeste zaden afgezet worden op deze plaatsen. Dit brengt een

verhoogde zaailingmortaliteit van die specifieke boomsoort met zich mee. Hierdoor zien

zaailingen van andere boomsoorten hun kans om te groeien op deze vrijgekomen plaatsen,

resulterend in een ensemble van zaailingen van verschillende boomsoorten. Hoe sterker de

suppressie van zaadkieming en zaailingrekrutering rondom de moederboom, hoe groter het

aantal soorten dat kan co-existeren in een boomgemeenschap (Hubbell, 1980). De

gastheerspecificiteit van pathogenen kan dus aanzien worden als een vereiste voor het

verkrijgen van de hoge biodiversiteit in tropische regio’s (Klironomos, 2002; Freckleton et al.,

2006). De verscheidenheid aan transmissiemechanismen, alsook de verschillende invloeden

van pathogenen op planten, maakt het moeilijk voorspellingen te maken omtrent het effect

van pathogenen op natuurlijke plantengemeenschappen (Hatcher et al, 2006). De pathogenen

zelf zijn normaal niet gevoelig aan top-down controle, maar worden gereguleerd door

omgevingscondities en gastheerbeschikbaarheid. Kleine veranderingen in deze factoren

kunnen leiden tot sterke veranderingen in de dynamiek van pathogenen (Thompson, 2010).

Informatie betreffende de verscheidenheid aan pathogene fungi, verantwoordelijk voor

densiteitsafhankelijke mortaliteit bij zaailingen is schaars (Swamy, 2008). Welgekende genera

zijn Phytium, Phytophthora, Fusarium en Rhizoctonia, verantwoordelijk voor de welgekende

damping-off disease bij zaailingen van zowel landbouwgewassen als in het wild voorkomende

plantensoorten (Augspurger, 1983; Bell et al., 2006; Freckleton et al., 2006, Machon et al.,

2009). De symptomen van deze ziekte zijn het plots verwelken van de bladeren, het naar

beneden buigen en zachter worden van de stengel en bladval, resulterend in een vroegtijdige

zaailingmortaliteit (Augspurger, 1983).

Dit alles in acht genomen, beletten gastheerspecifieke pathogenen dat één of enkele, meestal

algemene soorten gaan domineren (Mangan et al., 2010). Hierdoor wordt competitieve

exclusie verstoord, vertraagd of zelfs verhinderd (Freckleton et al., 2006), resulterend in een

Inleiding

- 10 -

co-existentie van honderden soorten per hectare tropisch bos (Bell et al., 2006; Lewis 2010).

De J-C hypothese werd voornamelijk getoetst in Neotropische regio’s, zoals Panama en Costa

Rica, maar ook in Mexico, het Amazonewoud, Azië (Maleisië, Frans-Guinea) en Noord-

Australië, terwijl Afrikaanse bossen vaak buiten beschouwing werden gehouden (Matthesius,

2006). De Janzen-Connell patronen spelen echter niet alleen een belangrijke rol bij het

behoud van diversiteit in tropische regio’s, maar zijn ook van toepassing in gematigde streken

(Packer & Clay, 2000), zij het minder prominent (Hyatt et al., 2003).

1.3. Habitatfragmentatie

De impact van allerhande stressfactoren op de biodiversiteit en functionaliteit van

ecosystemen is een prangende onderzoeksvraag binnen het domein van de conservation

biology (Mantyka-Pringle et al., 2012). Menselijke populatiegroei en de hiermee gepaard

gaande landbouwontwikkelingen, urbanisatie en industrialisatie hebben wereldwijd geleid tot

grootschalige ontbossingen, met habitatverlies en -fragmentatie als gevolg.

Habitatfragmentatie wordt enerzijds gedefinieerd als een proces, waarbij een continu habitat

gereduceerd wordt tot kleinere patches, geïsoleerd van elkaar door een matrix van habitats die

verschillen van het originele en bijgevolg (meestal) niet bruikbaar zijn voor de oorspronkelijk

aanwezige soorten (figuur 1.5) (Fahrig, 2003). Anderzijds spreekt men ook over

habitatfragmentatie als een patroon (Fahrig, 2003). Er zijn vier effecten die de basis vormen

van deze meer kwantitatieve meting van habitatfragmentatie: een reductie in

habitathoeveelheid en patchgrootte, een toename in patchaantal en patchisolatie. Het relatief

belang van elk effect afzonderlijk is echter moeilijk te achterhalen omwille van hun

onderlinge correlaties (Fahrig, 2003). Afhankelijk van de betrokken soorten en de context

(Lehouck et al., 2009a), kan habitatfragmentatie leiden tot veranderingen in de

gemeenschapsstructuur en -functie, inclusief verlies van soorten en verstoringen binnen de

voedselketen (Kruess & Tscharntke, 1994). Verandering in landgebruik, en de hiermee

gepaard gaande habitatfragmentatie, wordt beschouwd als een van de grootste bedreigingen

voor het overleven van wilde populaties fauna en flora in tropische regio’s. Studies

hieromtrent komen dan ook steeds meer centraal te staan in ecologisch onderzoek van

tropische bossen (Hooper et al, 2005, Morris, 2010).

Inleiding

- 11 -

Figuur 1.5: Het proces van habitatfragmentatie.

Habitatfragmentatie is verantwoordelijk voor een verkleining en meer ruimtelijke isolatie van

populaties (Fahrig, 2003) en de effecten ervan zijn vaak gebaseerd op het metapopulatie

paradigma. Hoe kleiner en meer geïsoleerd de patches, hoe hoger de snelheid van extinctie en

hoe lager de snelheid van rekolonisatie (McCallum & Dobson, 2002). De transfer van genen

tussen populaties van eenzelfde soort wordt namelijk sterk gereduceerd, wat resulteert in

minder genetische diversiteit binnen de populatie dan tussen de populaties onderling. Een

overmaat aan homozygote individuen verhoogt bijgevolg de kans op inteelt en de expressie

van recessieve allelen, en zodoende recessieve ziektes. De populaties verzwakken en worden

kleiner, met eventueel een populatie-extinctie als gevolg. Vooral kleine populaties zijn

gevoelig voor inteelt en genetische drift (het toevallig verlies van genen) waardoor deze

makkelijker in de zogenaamde extinctiespiraal kunnen terechtkomen (Young et al., 1996;

Bender et al., 1998; Fahrig, 2003). Een grote wijziging in landschapsstructuur zoals

habitatfragmentatie, kan leiden tot een afname in genetische en soortensamenstelling van

plantengemeenschappen en is hierdoor verantwoordelijk voor de verstoring van

mutualistische relaties tussen tropische boomsoorten en hun zaadverbreiders (Cordeiro &

Howe, 2003). Habitatfragmentatie kan dus, afhankelijk van de beschouwde

dispersiemechanismen, directe of indirecte effecten hebben op de zaadverbreiding en

vestiging van plantenpopulaties. Bij planten die zelf instaan voor hun verbreiding of

afhankelijk zijn van abiotische factoren (wind, water), kan habitatfragmentatie

verantwoordelijk zijn voor een sterke verstoring van de abiotische dispersiemechanismen of

ervoor zorgen dat de zaden terecht komen in minder gunstige omgevingscondities, en

hierdoor minder goed kunnen kiemen. Habitatfragmentatie kan er ook toe leiden dat

zaadverbreiders (bv.: frugivore vogels) afnemen in abundantie of zelfs volledig van het toneel

Inleiding

- 12 -

verdwijnen. Hierdoor kunnen verschuivingen optreden in soortensamenstelling ten voordele

van taxa met beter aangepaste dispersiemechanismen. Naast de bezoekratio, kunnen ook de

mobiliteit of het habitatgebruik van de disperseerders sterk gewijzigd worden ten gevolge van

habitatfragmentatie. Dit alles kan resulteren in een sterke reductie van het aantal verbreide

zaden.

Aangezien ondergrondse micro-organismen (bodembacteriën en -fungi, nematoden) zowel

een directe als indirecte invloed hebben op bovengrondse gemeenschappen, kunnen

veranderingen in de soortensamenstelling van bodemorganismen leiden tot wijzigingen van

de plantengemeenschap (Cordeiro & Howe, 2003; Reynolds et al., 2003; van der Putten et al.,

2013). Mangan et al. (2004) hebben reeds aangetoond dat habitatfragmentatie kan leiden tot

een shift in de samenstelling van arbusculaire mycorrhiza fungi (AMF). Nu stelt zich de vraag

welk effect habitatfragmentatie heeft op de abundantie, soortensamenstelling,

gastheerspecificiteit en virulentie van pathogene bodemfungi en hierdoor ook op de distributie

en diversiteit van bovengrondse gemeenschappen. De meeste studies veronderstellen een

hogere pathogenenabundantie in gefragmenteerde habitats ten gevolge van randeffecten

(Vögeli et al., 2011). Tylianakis et al. (2008) bijvoorbeeld toonden aan dat gefragmenteerde

habitats gekenmerkt worden door een hogere parasieten/gastheer ratio, een toegenomen graad

van parasitisme en meer gespecialiseerde parasieten. Vögeli et al. (2011) vonden echter dat de

aanwezigheid van pathogenen niet wordt beïnvloed door de ruimtelijke structuur van de

metapopulatie of gastheerdensiteit. Verder onderzoek moet meer duidelijk scheppen omtrent

de complexiteit en contextspecificiteit van de respons van soorten en ecosystemen op diverse

stressfactoren zoals habitatfragmentatie.

1.4. Aanleiding tot deze masterproef

Deze masterproef bouwt verder op het doctoraatsonderzoek van Valérie Lehouck (2009),

waarbij onder meer geconcludeerd werd dat kleine en sterk verstoorde bosfragmenten worden

gekenmerkt door de afwezigheid van enkele belangrijke zaadverbreiders, voornamelijk sterk

bosgebonden vogelsoorten met een beperkte mobiliteit. Het gereduceerde aantal

zaadverbreiders leidde tot een afname in zaadkieming, zaailingrekrutering en -overleving van

X. monospora, een algemeen voorkomende boomsoort in de tropische bossen van Afrika.

Enerzijds is dit het gevolg van lagere kiemkansen indien vruchten niet door het

spijsverteringskanaal van frugivore vogels passeren (Lehouck et al., 2011). Anderzijds blijven

niet verbreide zaden onder de moederboom liggen, waar gereduceerde zaadkieming,

Inleiding

- 13 -

zaailingrekrutering en -overleving mogelijks een gevolg is van de accumulatie van

gastheerspecifieke bodempathogenen dicht bij de moederboom (Lehouck et al., 2009c). De

ruimtelijke distributie van plantpathogenen in de bodem, meer specifiek deze van de

potentieel pathogene fungi (o.a. Pythium, Phytophthora, Fusarium en Rhizoctonia) zal in deze

studie meer in detail onderzocht worden en in relatie gebracht worden met de ruimtelijke

distributie van zaailingen en adulten van Xymalos monospora. Habitatfragmentatie vormt een

sterke bedreiging voor de integriteit van tropische bosecosystemen, onder meer door hun

eventuele invloed op de interactie tussen pathogenen en hun gastheren. Dit kan op zijn beurt

gevolgen hebben voor de dynamiek van een gemeenschap of volledig ecosysteem. Er is nog

maar weinig gekend over de bodembiota, en meer specifiek de bodemfungi, van de tropische

bossen van Afrika. Deze masterproef probeert aan de hand van een algemene boomsoort van

Afrotropische bossen een duidelijker beeld te krijgen van de ruimtelijke distributie en

soortensamenstelling van deze intrigerende organismen en hun eventuele rol bij J-C effecten.

Doelstellingen

14

2. Doelstellingen

Het hoofddoel van deze masterproef is het verwerven van meer kennis op het gebied van de

ruimtelijke distributiepatronen en soortensamenstelling van potentieel pathogene bodemfungi

in de sterk verstoorde bosfragmenten van de Taita Hills, ZO Kenia.

Hieronder volgt een overzicht van de in acht genomen doelstellingen.

1. Nagaan van de ruimtelijke distributie van adulte X. monospora bomen en hun

zaailingen in verschillende bosfragmenten.

2. Nagaan van de ruimtelijke distributie van de microbiële bodemgemeenschap. Meer in

het bijzonder zullen de potentieel pathogene fungigenera Pythium, Phytophthora,

Fusarium en Rhizoctonia vergeleken worden tussen de bosfragmenten en langsheen

een afstandsgradiënt ten opzichte van een X. monospora moederboom.

3. Een verband leggen tussen: de ruimtelijke patronen van zaailingen en adulten van de

boomsoort X. monospora met de eventueel waargenomen ruimtelijke variatie in

microbiële bodemgemeenschap, m.a.w. een verband leggen tussen de eerste en tweede

doelstelling

4. De potentieel pathogene fungi, die een rol kunnen spelen bij Janzen-Connell effecten,

identificeren.

Materiaal & Methoden

15

3. Materiaal & Methoden

3.1. Studiegebied en studiesoort

3.1.1. Studiegebied

Het veldwerk van deze masterproef werd uitgevoerd in de verstoorde bosfragmenten van de

Taita Hills, gelegen in zuidoost Kenia (03°25’S, 38°20’E, alt 1200-2208 m; neerslag 600-

2300 mm jaar-1

) (Pellikka et al., 2009). De Taita Hills bevinden zich in de intertropische

convergentiezone (ICZ) en hebben hierdoor een kort (november-december) en een lang

(maart-mei) regenseizoen (Pellikka et al., 2009). Desondanks zijn mist en neerslag elementen

die het hele jaar door aanwezig zijn en voor stabiele, vochtige condities zorgen op de

bergtoppen -en kammen (Beentje, 1988). De Taita Hills behoren tot het Taita-Taveta district

en maken deel uit van de Eastern Arc Mountains, een bergketen die erkend wordt als een van

de 25 biodiversiteit hotspots wereldwijd (Pellikka et al., 2009). Deze laatsten staan gekend

omwille van het grote aantal soorten, al dan niet endemisch, die ze herbergen. Hotspots

representeren bijgevolg een groot deel van de wereldwijde biodiversiteit waardoor hun

behoud van onschatbare waarde is (Myers et al., 2000). De Taita Hills waren oorspronkelijk

volledig begroeid met nevelwoud. Vanaf ongeveer 200 jaar geleden begon ontbossing en de

hiermee gepaard gaande habitatfragmentatie en –degradatie, waardoor dit Keniaans deel van

de Eastern Arc Mountains tot een van de meest bedreigde biodiversiteit hotspots in de wereld

behoort (Lovett, 1996). De bouw van een spoorweg en het introduceren van exotische soorten

(o.a. Cipres, Eucalyptus, Pinus) hebben geleid tot habitatverlies op grote schaal (Pellikka et

al., 2009). Momenteel blijft minder dan 500 ha inheems woud over, dit is minder dan 2 % van

het oorspronkelijk vegetatiedek. Het huidige landschap is een mozaïek van drie grotere

bosfragmenten (Mbololo, Ngangao en

Chawia, met elk minstens 80 ha inheems

bos) en een aantal kleinere bosfragmenten

(waaronder Fururu, Ndiwenyi, Macha en

Mwachora, met elk minder dan 10 ha

inheems bos), omgeven door menselijke

nederzettingen en landbouwgebied (Pellikka

et al., 2009). De resterende fragmenten van

het oorspronkelijk Afromontaan bos

Figuur 3.1: Bosfragment Macha. © Valerie Lehouck


16

beperken zich tot de bergtoppen en steile hellingen omdat deze minder bereikbaar zijn voor de

mens en bijgevolg moeilijker om te zetten zijn in landbouwgebied (Aerts et al., 2011). De

voornaamste gewassen die er gecultiveerd worden zijn maïs, bonen, erwten, cassave,

aardappelen, tomaten, bananen en mango. De bossen zelf worden vandaag de dag gebruikt

voor het sprokkelen van hout, vervaardigen van houtskool en als graasgrond. Deze net

genoemde factoren zijn verantwoordelijk voor habitatverlies op lokale schaal. Ondanks het

enorme verlies aan habitat worden de Taita Hills nog steeds gekenmerkt door de

aanwezigheid van endemische soorten (Beentje, 1988; Pellikka et al., 2009), maar de snelle

populatiegroei en veranderingen in landgebruik vormen een aanhoudende bedreiging voor de

kenmerkende biodiversiteit en talrijke ecosysteemdiensten die de Taita Hills te bieden

hebben.

3.1.2. Studiesoort

Xymalos monospora (Harv.) Baill. (Monimiaceae) is een algemene tropische boomsoort,

groeiend in submontane, vochtige bossen van Afrika. Naar aanleiding van de typische

limoengeur die vrijkomt bij het kneuzen van de bladeren, wordt hij ook wel ‘limoenhout’

(lemonwood) genoemd. Deze tweehuizige boom is aanwezig in alle bosfragmenten van de

Taita Hills (Lehouck et al., pers. com.) en kan tot 25 meter hoog worden (Lehouck et al.,

2009a,b,c). De kleine bloemetjes van X. monospora hebben een groenachtige kleur en zijn

geschikt volgens een pluim of tros (Lehouck et al., 2009a,b,c). De éénzadige, geelrode

vruchten zijn vlezig en worden verbreid door vogels. Passage doorheen het darmkanaal van

de vogel zorgt voor het verwijderen van het vruchtvlees en verhoogt op deze manier het

kiemingssucces van de zaden (Lehouck et al., 2009c). De vruchten en zaden hebben een

gemiddelde grootte van respectievelijk 11,8 mm (± 0,4 mm) x 9,4 mm (± 0,3 mm) en 9,6 mm

(± 0,6 mm) x 7,3 mm (± 0,4 mm) (Lehouck et al., 2009b). De periode van vruchtzetting vindt

plaats van april tot en met november, met een piek gedurende de maanden juni tot en met

augustus. Vanuit de praktijk is echter gewaar geworden dat het tijdstip waarop de

vruchtzetting plaatsvindt sterk kan variëren doorheen de jaren heen (Lehouck et al., 2009b).

Figuur 3.2: Bladeren, vruchten en een zaailing van X. monospora. © Eduardo de la Peña en Valerie Lehouck


17

Figuur 3.3: Overzichtskaart van de verschillende bosfragmenten van de Taita Hills, gelegen in ZO Kenia.


18

3.2. Studiedesign

3.2.1. Staalname

De veldwerkperiode vond plaats van 1 tot en met 16 september 2012. Er werden 6 van de 12

bosfragmenten bezocht. Enkele kenmerken van deze fragmenten worden weergegeven in

tabel 1. Met uitzondering van Chawia, dat beheerd wordt door de Taita Taveta Council,

worden alle bosfragmenten beheerd door de Kenyan Forest Service (KFS) (Mbuthia, 2003).

Fragment Afkorting

Oppervlakte Inheems Bos

(ha)* Hoogteligging

(m)* Hellingsgraad

(°)* Plots

Chawia Cha 86 1470 - 1600 15 Cha 1-6

Fururu Fur 8 1631 - 1722 20-25 Fur 1-4

Macha Mac 3 1570 - 1645 15 Mac 1-3

Mwachora Mwa 2 1615 - 1646 30-35 Mwa 1-3

Ndiwenyi Ndi <1 1631 - 1722 15 Ndi 1-3

Ngangao Nga 120 1700 - 1952 25-30 Nga 1-3

Tabel 3.1: Een overzicht van enkele kenmerken van de 6 bezochte bosfragmenten. (*Aerts et al., 2010)

Chawia Fururu Macha Mwachora Ndiwenyi Ngangao

Chawia 0 5656 7083 7619 4815 13514

Fururu

0 2672 3720 945 7907

Macha

0 1078 2779 6907

Mwachora

0 3708 7063

Ndiwenyi

0 8700

Ngangao 0

Tabel 3.2: De afstanden (m) tussen de centra van de 6 bezochte bosfragmenten onderling.

Plot Gem. afstand tussen plots

onderling (m) ± SD

Cha 250,67 ± 112.67

Fur 218,26 ± 73,75

Mac 79,22 ± 23.34

Mwa 45,42 ± 12.25

Ndi 66,25 ± 25.76

Nga 89,40 ± 33.50

Tabel 3.3: De gemiddelde afstand ± standaarddeviatie (m) tussen de centra van de plots binnen eenzelfde bosfragment.


19

In alle bosfragmenten werden drie plots van 15 x 15 m uitgezet, met uitzondering van Fururu

(4 plots) en Chawia (6 plots), en binnen elke plot werden drie subplots van 3 x 3 m uitgezet.

Een schematische voorstelling van deze studiedesign kan teruggevonden worden in figuur 3.5.

Met behulp van een Global Positioning System toestel (GPS GARMIN 60CSX, gemiddelde

nauwkeurigheid 7.6 m) werden per plot 25 (indien mogelijk) Xymalos monospora zaailingen

en alle aanwezige adulte Xymalos monospora gekarteerd (zie verder).

In elke plot werden volgende parameters bepaald:

- De hellingsgraad en oriëntatie, gebruik makend van respectievelijk een clinometer en

kompas. Dit werd telkens bepaald onderaan de helling van de plot.

- Het aantal adulte bomen, zowel X. monospora als andere boomsoorten.

- De diameter van alle aanwezige adulte bomen, zowel van adulte monospora als andere

boomsoorten. Dit werd gemeten op borsthoogte (± 130 cm) en men spreekt dan ook

over de Diameter at Breast Height (DBH).

- De lengte van de X. monospora zaailingen, gemeten vanaf de hypocotyl tot en met de

groeitop.

- De inkomende lichtintensiteit. Hiervoor werden per plot drie foto’s (Nikon D3000)

genomen van de kruinlaag, en dit op eenzelfde ooghoogte, op drie random locaties

binnen de plot. Met behulp van het programma ImageJ (versie 1.32) werd de

verhouding witte ten opzichte van zwarte pixels berekend als proxy voor de graad van

kroonbedekking (%). Per plot het gemiddelde van de drie waarden berekend.

In de plots Fur1 en Ndi1 werd noch de diameter van andere adulten buiten X. monospora noch

de zaailinglengte opgemeten. Fur1 was onze eerste en dus ‘experimentele’ plot waarin nog

werd uitgezocht welke parameters er allemaal bepaald gingen worden. In Ndi1 werden geen

X. monospora zaailingen teruggevonden en werd vergeten de diameter van de adulte bomen

verschillend van X. monospora op te meten. Van de 25 zaailingen werd telkens een deel van

de wortel bewaard op 100% ethanol. Het resterende wortelmateriaal werd gedurende de nacht

gedroogd in een keukenoven op 50 °C en vervolgens convoluut bewaard in papieren zakjes

om rotting tegen te gaan. Bij een random subsample van 8 zaailingen per plot werden

bodemstalen van 10 ml genomen, en dit telkens in de bovenste 10 cm van de rhizosfeer. In

Ndi1 werden geen bodemstalen genomen omwille van de afwezigheid van zaailingen. De

bodemstalen van Cha6 liggen nog in Kenia. In elke subplot werd het aantal zaailingen en

saplingen van elke boomsoort bepaald. Een onderscheid tussen zaailing en sapling werd


20

gemaakt op basis van lengte en stevigheid van de stengel. Een plantje met een lengte groter

dan 0.5 m en een min of meer stevig ontwikkelde stengel werd beschouwd als een sapling.

Aangezien op plotniveau niet alle aanwezige zaailingen geteld zijn, werd het gemiddelde van

het aantal X. monospora zaailingen, geteld in de drie verschillende subplots, gebruikt om de

densiteit aan zaailingen te bepalen per m2. Figuur 3.4 en 3.5 geven een schematische

voorstelling van de staalname design.

Figuur 3.4: Een overzicht van de gemeten variabelen op plot- en subplotniveau.

Figuur 3.5: Schematische voorstelling van de studiedesign. De figuur stelt 1 bosfragment voor. De grote vierkanten (15 x 15

m) stellen de plots voor, de kleinere vierkanten (3 x 3 m) de subplots.

15m

m

15m

15

m

3m

m

15m

3

m

m

15m

Hellingsgraad (°)

Oriëntatie

Graad van kroonbedekking (%)

Diameter adulte bomen (cm)

Lengte X. monospora zaailingen (cm)

Aantal zaailingen van elke boomsoort

Aantal saplingen van elke boomsoort

Plotniveau (15x15m)

Subplotniveau (3x3m)


21

De verkregen GPS-coördinaten werden verwerkt met behulp van het geografisch

computerprogramma ArcGIS (Arcmap, versie 3.1). De ruimtelijke positie van de gekarteerde

X. monospora zaailingen en adulte bomen werden weergegeven per plot, binnen elk

bosfragment. Vervolgens werd van elke zaailing de Euclidische afstand tot de dichtstbijzijnde

adulte X. monospora bepaald met behulp van de Nearest neighbour analyse (Spatial Statistics

Tools). Aan de hand van dezelfde analyse werd het ruimtelijk distributiepatroon van X.

monospora adulten per plot nagegaan. Voor elke adulte X. monospora boom werd namelijk de

afstand bepaald tot zijn dichtstbijzijnde adulte X. monospora buur. Hiervan werd het

gemiddelde genomen en vergeleken met de verwachte afstand bij toevallige spreiding. De

verkregen Nearest neighbour index (R) is kleiner, gelijk of groter dan 1 en wijst

respectievelijk op een geclusterd, random of verspreid distributiepatroon. Tenslotte werd ook

de afstand tussen de zes bezochte fragmenten onderling en de verschillende plots binnen

eenzelfde bosfragment bepaald aan de hand van de nearest neighbour methode, waarbij

telkens gemeten werd vanuit het centrum van het fragment of de plot. De finale kaartjes

werden afgewerkt met behulp van ArcGIS (Arcview, versie 3.1).

3.2.2. Karakterisering bodemfungi

Uitplaten van de bodemstalen

De microbiële bodemgemeenschap langsheen een afstandsgradiënt van de moederboom werd

bepaald aan de hand van de klassieke cultuurafhankelijke methode. Alle bodemstalen werden

gedurende de periode vóór het uitplaten bewaard bij 8°C. Na het uitplaten werden deze

geïncubeerd bij kamertemperatuur gedurende twee tot drie dagen om vervolgens het aantal

gevormde kolonies te bepalen. Van de verzamelde bodemstalen werd telkens 0,5 g opgelost in

5 ml gedestilleerd en geautoclaveerd water. Vervolgens werd van deze 10% oplossing een

halve ml overgebracht in 4.5 ml water, resulterend in een 1:10 verdunning. In een volgende

stap werd 500 μl van deze verdunning uitgeplaat op een selectief medium door middel van de

strijkplaat methode. Rekening houdend met de bestaande literatuur omtrent potentieel

pathogene fungi van tropische boomsoorten (Augspurger, 2007), werden gekozen om te

werken met drie verschillende selectieve media: een selectief agarmedium voor de genera

Pythium en Phytophthora (Jeggers & Martin, 1986), een selectief agarmedium voor het genus

Fusarium (Komada, 1976) en een selectief agarmedium voor het genus Rhizoctonia (Ho &

hora, 1971). Per petri-plaatje en morfotype werd het aantal kolonies geteld (colony forming

units of CFU) en vermenigvuldig met 10 om het aantal kolonies van in 0.5 g bodem te


22

kennen. Vervolgens werd van elk morfotype een kolonie overgeënt op potato dextrose agar

(PDA) medium, dit om een zuivere isolaat te verkrijgen. Er werden foto’s (Nikon D90)

genomen van de habitus van de verschillende morfotypes (bijlage 3).

Moleculaire Analyse van de isolaten

De moleculaire analyse van de isolaten van de 20 verschillende morfotypes vond plaats in het

Instituut voor Landbouw en Visserijonderzoek te Merelbeke (ILVO, onderzoeksgroep Plant).

Allereerst werd het DNA geëxtraheerd. Een kleine hoeveelheid afgeschraapt mycelium,

samen met 40 μl 0.25 M NaOH werd overgebracht in een 0.5 ml tube, die gedurende 30 s

werd ondergedompeld in kokend water. Vervolgens werden volgende reagentia toegevoegd:

40 µl 0.25 M HCl, 20 µl 0.5 M Tris-HCl (pH8), 20 µl 0.25 % Nonidet. De tube werd opnieuw

ondergebracht in kokend water, deze keer gedurende 2 minuten. Om te controleren of er wel

degelijk DNA aanwezig was in de tube, werd er 1 μl genanodropped met behulp van een

nanodrop spectrophotometer (ND-1000). Intussen werd het DNA bewaard op ijs, zodat het

intact bleef. Voor de uiteindelijke polymerase chain reaction (PCR) werd een mastermix

aangemaakt waarbij per tube van een 12-tube strip 5 μl magnesiumchloride buffer, 1 μl dNTP,

1 μl primer ITS1, 1 μl primer ITS2, 36.6 μl gedestilleerd water, 0.4 μl Taq-polymerase en 5 μl

van het geëxtraheerd DNA werd overgebracht. PCR is een veelvuldig gebruikte techniek om

kleine hoeveelheden van een bepaalde DNA-sequentie, in ons geval de internal transcribed

spacer (ITS) regio van ongeveer 600 basenparen (bp) en tevens de meest algemeen

gesequeneerde fungi DNA-sequentie (Schoch et al., 2012), te amplificeren via kunstmatige

DNA-replicatie. De reactie bestaat uit drie verschillende stappen. De eerste stap bestaat uit

een verhoging van de temperatuur tot ongeveer 90-95 °C, waardoor de waterstofbruggen

tussen de DNA-strengen worden verbroken. In de tweede stap worden de primers, die

complementair zijn aan het eerste stukje van het te kopiëren DNA, toegevoegd. De

temperatuur wordt verlaagd, zodat de vorming van nieuwe waterstofbruggen opnieuw

mogelijk wordt. In de derde stap maakt het enzym DNA-polymerase een nieuwe DNA-streng,

startend vanaf de primers en complementair aan de gesplitste strengen. Het resultaat is een

verdubbeling van de gewenste nucleotidesequentie. Deze drie verschillende stappen werden

30 keer herhaald, zodat de ITS-regio in voldoende hoge hoeveelheid aanwezig was om te

sequeneren. Het DNA-bandenpatroon werd verkregen via een Qiaxcel apparaat (Qiagen).

Deze capillaire gel-elektroforese is enorm gebruiksvriendelijk en dient ter vervanging van de

traditionele, arbeidsintensieve en tijdrovende gel-elektroforese. De, op basis van lengte, snelle

scheiding van DNA fragmenten gebeurt via een elektrische stroming, aangebracht op een met


23

gel gevulde capillair. Een detector registreert de nucleïnezuren gedurende hun migratie naar

het positief geladen einde van de capillair. De resultaten worden vervolgens omgezet naar een

zogenaamd elektropherogram met behulp van specifieke software (BioCalculator).

Identificatie van de isolaten

De amplicons werden, samen met de twee primers, opgestuurd naar een gespecialiseerd

sequeneringslaboratorium in Amsterdam (Macrogen). Ter identificatie van de isolaten,

werden de bekomen DNA sequenties vergeleken met reeds aanwezige DNA sequenties in de

online beschikbare databank Basic Local Alignment Search Tool, kortweg BLAST

(http://blast.ncbi.nlm.nih.gov/). Het genus, of eventueel de soort, waarvan de ITS DNA-

sequentie, algemeen aanwezig in het ribosomaal DNA (rDNA) van fungi, het meeste

overeenkomst vertoonde met die van het geïsoleerd morfotype, werd geselecteerd. Hiervoor

werd gekeken naar zowel de mate van query cover (%) als identity (%).

3.3. Statistische dataverwerking

3.3.1. Ruimtelijke distributie van X. monospora

Gebruik makend van het statistisch programma R (versie 2.15) brachten univariate analyses

eventuele verschillen in gemeten parameters tussen de fragmenten aan het licht. De gebruikte

parameters waren: de densiteit van adulte bomen (zowel X. monospora als andere

boomsoorten), de relatieve densiteit, relatieve dominantie en diameter van X. monospora

adulten, de densiteit en lengte van X. monospora zaailingen en de graad van kroonbedekking.

De densiteit van adulte bomen (uitgedrukt per hectare) werd bepaald op basis van het aantal

adulten op plotniveau, dat vervolgens werd omgezet naar aantal adulten per hectare. De

relatieve densiteit van X. monospora adulten werd berekend als de verhouding van de

densiteit van adulte X. monospora bomen ten opzichte van de densiteit van alle adulte bomen.

De relatieve dominantie wijst op de ratio van de som van de stamoppervlaktes (berekend op

basis van de gemeten DBH) van alle adulte X. monospora bomen ten opzichte van de som van

de stamoppervlaktes van alle aanwezige adulte bomen. De densiteit aan X. monospora

zaailingen (uitgedrukt per m2)werd berekend op basis van het gemiddeld aantal zaailingen

over de drie subplots, dat vervolgens werd omgezet naar aantal zaailingen per m2. Een visuele

verkenning van de dataset werd uitgevoerd via staafdiagrammen (gemiddelde ±

standaarddeviatie) en boxplots (mediaan, 25-75 percentiel). Een one-way ANOVA

http://blast.ncbi.nlm.nih.gov/


24

(parametrisch) of Kruskal-Wallis test (niet-parametrisch) gaven aan of we al dan niet te

maken hadden met significante verschillen tussen de fragmenten onderling.

3.2.2. Ruimtelijke distributie van de bodemfungi gemeenschap

3.2.2.1. Soortensamenstelling en diversiteit

De γ-diversiteit, in ons geval de diversiteit aan fungi morfotypes binnen elk fragment, werd

geschat op basis van drie verschillende indices: het Michaelis-Menten gemiddelde

(MMMeans), Shannon Exponentieel gemiddelde en Simpson gemiddelde. Het Michaelis-

Menten gemiddelde is de index met de hoogste gevoeligheid ten opzichte van eerder

zeldzame fungi morfotypes (Colwell, 2009). Zowel het Shannon Exponentieel als het

Simpson gemiddelde geven meer gewicht aan veel voorkomende fungi morfotypes en zijn

hierdoor een maat voor het effectief aantal soorten binnen elk fragment (Jost, 2006). De

indices werden berekend via het programma EstimateS (versie 9). De Jaccard similarity index

werd gebruikt als maat voor de β-diversiteit en geeft de gelijkenis in fungi morfotype

soortenrijkdom weer tussen de fragmenten onderling. Deze index werd berekend op basis van

onderstaande formule.

Met

a = het aantal geïdentificeerde fungi morfotypes in fragment A

b = het aantal geïdentificeerde fungi morfotypes in fragment B

c = het aantal gemeenschappelijke fungi morfotypes in beide fragmenten.

3.2.2.2. Gemeenschapsanalyse

De fungi morfotypesamenstelling tussen de 6 fragmenten, de 22 plots en de verschillende

afstandsklassen (afstand zaailing ten opzichte van de dichtstbijzijnde moederboom) werd

vergeleken met behulp van multivariate analyses. Er werd gebruik gemaakt van het statistisch

programma Primer (versie 6) waarbij de abundantie van de geïsoleerde morfospecies

(kolommen) werd weergegeven per bodemstaal (rijen). Aangezien we te maken hebben met

een typisch ecologische dataset, d.w.z. met veel nul-waarden, werd deze getransformeerd

(square root transformation). Vervolgens werd een non-metric multi dimensional scaling

(NMDS) en analysis of similarity (ANOSIM) analyse uitgevoerd, gebaseerd op de Bray-

Curtis afstandsmatrix. Een NMDS-plot geeft de relatie weer tussen de objecten

(bodemstalen), en dit in een multidimensionale ruimte. Een ANOSIM analyse is een


25

algemeen gebruikte, niet-parametrische methode van multivariate analyse die, in ons geval, de

variatie in fungi morfotype abundantie en samenstelling vergelijkt tussen de fragmenten

(Anderson, 2001). De NMDS werd meerdere keren uitgevoerd (met 100 iteraties) en dit om

de NMDS-plot met de laagst mogelijke stress te verkrijgen. De mate van stress geeft namelijk

weer hoe betrouwbaar de ordinatie-plot is (Sturrock & Rocha, 2001). Een stress-waarde hoger

dan 0.3 toont aan de dat de verkregen ordinatie met een zekere omzichtigheid moet

geïnterpreteerd worden omdat de kans groot is dat deze niet de werkelijkheid representeert. In

R (versie 2.15) werden Principal Component analyses (PCA) uitgevoerd om na te gaan in

welke mate de opgemeten variabelen (de densiteit van adulte X. monospora bomen en andere

boomsoorten, de relatieve densiteit aan X. monospora adulten, de densiteit van X. monospora

zaailingen, de graad van kroonbedekking) de eventueel waargenomen variatie tussen de

fragmenten, plots en afstandsklassen kunnen verklaren. De hoeveelheid en significantie van

verklaarde variatie wordt weergegeven door middel van r2 en bijhorende p-waarde.

Resultaten

26

4. Resultaten

4.1. De ruimtelijke distributie van X. monospora

De adulte X. monospora bomen vertonen een verspreid distributiepatroon. De bijhorende tabel

met R- en p-waarden op plotniveau en de kaartjes van de ruimtelijke distributie van adulte X.

monospora bomen en hun zaailingen kunnen teruggevonden worden in bijlage 1 en 2. Er zijn

slechts 25 zaailingen per plot gekarteerd omwille van tijdsgebrek. Hierdoor is het niet zinvol

de ruimtelijke distributiepatronen van de X. monospora zaailingen op plotniveau na te gaan.

Tabel 4.1 geeft een overzicht van de gemeten variabelen op fragmentniveau. Indien de data

normaal verdeeld zijn, wordt het gemiddelde ± standaarddeviatie weergegeven, indien niet

wordt de mediaan en het 25-75 percentiel getoond. Er werden significante verschillen

gevonden tussen de fragmenten in graad van kroonbedekking (%), DBH van X. monospora

adulten (cm) en lengte van X. monospora zaailingen (cm). De densiteit van alle adulte bomen,

X. monospora adulten en zaailingen, de relatieve densiteit en de relatieve dominantie van X.

monospora adulten verschillen niet significant tussen de fragmenten.

De afstand tussen X. monospora zaailingen en hun dichtstbijzijnde moederbomen verschilt

niet significant tussen de fragmenten (figuur 4.1).

Figuur 4.1: Vergelijking van de afstand tussen zaailing en dichtstbijzijnde moederboom tussen de fragmenten.

0

2

4

6

8

10

12

14

Cha Fur Mac Mwa Ndi Nga

Ge

mid

de

lde

afs

tan

d

zaai

ling-

mo

ed

erb

oo

m (

m)

Fragment

F = 0.68, Df = 5, p = 0.64

Resultaten

27

Tabel 4.1: Een overzicht van de gemeten variabelen op fragmentniveau.

Fragment Kroonbedekking

(%)

Densiteit X. monospora

adulten

(# / hectare)†

Rel. densiteit X.

monospora

adulten

(# / hectare)†

Rel. dominantie X.

monospora

adulten

(# / hectare)†

DBH X. monospora

adulten

(cm)

Densiteit X. monospora

zaailingen

(# / m2)§

Lengte X. monospora

zaailingen

(cm)

Gemiddelde ± SD Mediaan (25-75 %) Gemiddelde ± SD Gemiddelde ± SD Mediaan (25-75 %) Gemiddelde ± SD Mediaan (25-75 %)

Cha 80.34 ± 0.73 222.20 (177.80-433.30) 0.27 ± 0.03 0.46 ± 0.11 14.01 (7.64-28.66) 0.30 ± 0.07 27.00 (19.00-36.00)

Fur 79.51 ± 0.81 244.42 (166.60-333.30) 0.33 ± 0.09 0.29 ± 0.16 20.70 (13.38-30.09) 0.41 ± 0.23 21.00 (12.00-34.00)

Mac 85.43 ± 1.62 444.40 (333.30-599.90) 0.34 ± 0.05 0.38 ± 0.14 15.77 (12.58-22.38) 0.41 ± 0.20 17.00 (11.00-28.50)

Mwa 79.48 ± 1.43 177.79 (133.30-244.40) 0.27 ± 0.06 0.43 ± 0.06 30.89 (11.15-47.45) 0.48 ± 0.22 19.00 (13.00-26.00)

Ndi 85.94 ± 1.46 222.20 (200.00-244.40) 0.40 ± 0.07 0.47 ± 0.28 14.01 (9.08-20.70) 0.80 ± 0.43 20.00 (14.00-29.00)

Nga 84.31 ± 1.35 711.04 (400.00-711.00) 0.36 ± 0.14 0.35 ± 0.14 4.46 (2.87-16.64) 0.28 ± 0.02 29.00 (20.50-38.50)

F 5.93 0.76 0.46 0.24 0.32

χ2 22.82 43.31

p-waarde 0.003 0.59 0.80 0.94 < 0.001 0.86 < 0.001

† Deze waarden zijn heel hoog aangezien telkens op zoek is gegaan naar plaatsen in het fragment met voldoende aantallen X. monospora adulten en zaailingen.

§ Deze waarden werden berekend op basis van de gemeten densiteit aan X. monospora zaailingen op subplotniveau (3x3m), die vervolgens omgezet werden naar densiteit aan X. monospora

zaailingen per m2.

Resultaten

28

4.2. De ruimtelijke distributie van de bodemfungi gemeenschap

4.2.1. Soortensamenstelling en diversiteit

In totaal zijn er 20 verschillende fungi morfotypes geïsoleerd, gesequeneerd en

geïdentificeerd, waarvan één morfotype, geïdentificeerd als Galactomyces spp. (morfotype 10

in tabel 4.3), is verwijderd uit de dataset. Dit morfotype, slechts aanwezig in één staal (vierde

plot in bosfragment Chawia), is geen bodemfungus en de vondst is waarschijnlijk het gevolg

van contaminatie. De resultaten van de BLAST analyse worden weergegeven in tabel 4.2.

Foto’s van de habitus van de finaal 19 fungi morfotypes zijn terug te vinden in bijlage 3.

Morfotype Best genbank match Genbank accession Query score (%) Identity (%)

Morfotype 1 Mortierella spp.1 JF439489.1 85 98

Morfotype2 Mortierella spp.2 AY157495.1 93 89

Morfotype 3 Mortierella spp.3 HQ607844.1 97 99

Morfotype 4 Mortierella spp.4 GQ302682.1 95 98

Morfotype 5 Mortierella spp.5 HQ608097.1 99 98

Morfotype 6 Mucor fragilis FN650655.1 97 98

Morfotype 7 Trichoderma harzianum HM176572.1 98 99

Morfotype 8 Penicillium vancouverense JN617675.1 95 95

Morfotype 9 Trichoderma spirale JF439515.1 96 99

Morfotype 10 Galactomyces spp. JN974290.1 94 93

Morfotype 11 Ilyonectria radicicola FJ481036.1 95 99

Morfotype 12 Umbelopsis isabellina JN943789.1 91 97

Morfotype 13 Trichosporon porosum HF558656.1 95 99

Morfotype 14 Fusarium oxysporum 1 JX915255.1 98 99

Morfotype 15 Cylindrocarpon spp. AB725901.1 89 96

Morfotype 16 Fusarium oxysporum 2 GU934524.1 93 99

Morfotype 17 Fusarium spp. HQ130669.1 97 98

Morfotype 18 Fusarium lateritium FJ037744.1 98 99

Morfotype 19 Fusarium oxysporum 3 HM346538.1 97 99

Morfotype 20 Fusarium culmorum GU566271.1 98 99

Tabel 4.2: Resultaten van de BLAST analyse.

Resultaten

29

Morfotype 14, 16 en 19 zijn geïdentificeerd als Fusarium oxysporum. Het gaat echter om drie

verschillende strains en deze worden in verdere analyse dan ook zo behandeld. Fungi strains

kunnen namelijk sterk variëren in habitus en effect (Augspurger, 2007). Tabel 4.3 geeft een

overzicht van welke fungi morfotypes geïsoleerd werden per fragment, en dit voor de drie

selectieve media (Pythium & Phytophthora, Fusarium, Rhizoctonia).

Fragment Pythium & Phythopthora Fusarium Rhizoctonia

Cha Mortierella spp. 1 Trichoderma harzianum Ilyonectria radicicola

Mortierella spp. 2 Penicillium vancouverense Umbelopsis isabellina

Mortierella spp. 3

Mortierella spp. 4

Mucor fragilis

Fur Mortierella spp. 1 Trichoderma harzianum Ilyonectria radicicola

Mortierella spp. 2 Trichoderma spirale Umbelopsis isabellina

Mortierella spp. 3 Penicillium vancouverense Trichosporon porosum

Mortierella spp. 4 Fusarium oxysporum 1

Fusarium oxysporum 2

Cylindrocarpon spp.

Mac Mortierella spp. 1 Trichoderma harzianum Ilyonectria radicicola


Mortierella spp. 4

Mortierella spp. 5

Mwa Mortierella spp. 1 Trichoderma harzianum Umbelopsis isabellina

Mortierella spp. 4 Penicillium vancouverense Trichosporon porosum

Mortierella spp. 5

Fusarium culmorum

Ndi Mortierella spp. 1 Trichoderma harzianum Umbelopsis isabellina

Mortierella spp. 2 Penicillium vancouverense Fusarium spp.

Mortierella spp. 4 Fusarium lateritium

Fusarium oxysporum 3

Nga Mortierella spp. 1 Trichoderma harzianum Ilyonectria radicicola


Mortierella spp. 3

Mortierella spp. 4

Tabel 4.3: Een overzicht van de geïsoleerde fungi soorten per fragment en selectief medium.

De genera Mortierella en Mucor zijn geïsoleerd van het medium dat theoretisch gezien

selectief is voor de Pythium en Phytopthora. Mortierella was aanwezig in alle fragmenten,

Mucor enkel in Chawia. Op het medium dat selectief zou moeten zijn voor Fusarium, zijn in

alle fragmenten de genera Trichoderma en Penicillium teruggevonden. Tenslotte zijn de

genera Ilyonectria, Cylindrocarpon, Umbelopsis, Trichosporon en Fusarium aanwezig op het

medium dat normaal selectief is voor het Rhizoctonia. Ilyonectria is aanwezig in Chawia,

Resultaten

30

Fururu, Macha en Ngangao, Umbelopsis in alle fragmenten. Fusarium is enkel aanwezig in

Fururu, Mwachora en Ndiwenyi. Trichosporon was enkel aanwezig in Fururu en Mwachora.

Op fragmentniveau beschrijven het Michaelis-Menten gemidelde, Shannon Exponentieel

gemiddelde en het Simpson gemiddelde de fungi morfotype rijkdom binnen elk fragment

(figuur 4.2). Fururu wordt gekenmerkt door het hoogst aantal fungi morfotypes (MMMeans =

13.98). Chawia, Macha en Mwachora herbergen het laagst aantal morfotypes (MMMeans =

8.31, 8.46 en 8.49 resp.). Het aantal soorten in de fragmenten Ndiwenyi en Ngangao ligt

ergens tussenin (MMMeans = 10 en 9.74 resp.). Het verschil tussen de fragmenten wordt

kleiner indien gekeken wordt naar het effectieve aantal soorten binnen elk fragment (Shannon

Exponentieel gemiddelde en Simpson gemiddelde).

Figuur 4.2: Michaelis-Menten gemiddelde (MMMeans), Shannon (exp) en Simpson gem. vergeleken tussen de fragmenten

Tabel 4.4 geeft de Jaccard indices weer tussen elk

paar van de zes bezochte bosfragmenten. Deze index

geeft de mate van gelijkenis in morfotype

samenstelling tussen twee fragmenten onderling.

Chawia deelt bijvoorbeeld meer soorten met

Ngangao en Macha in plaats van met Fururu,

Ndiwenyi of Mwachora. Verder vertoont Fururu

sterke gelijkenissen met Ngangao, terwijl Macha een

hoge mate van overeenkomst vertoont met

Mwachora.

Tabel 4.4: Jaccard similarity indices tussen de zes bezochte fragmenten

0.00

2.00

4.00

6.00

8.00

10.00

12.00

14.00

16.00


MMMeans

Shannon Exp. Mean

Simpson Mean

Fragment1 Fragment2 Jaccard index

Cha Fur 0.57

Cha Mac 0.70

Cha Mwa 0.42

Cha Ndi 0.50

Cha Nga 0.89

Fur Mac 0.50

Fur Mwa 0.40

Fur Ndi 0.38

Fur Nga 0.62

Mac Mwa 0.60

Mac Ndi 0.42

Mac Nga 0.50

Mwa Ndi 0.42

Mwa Nga 0.45

Ndi Nga 0.55

Resultaten

31

4.2.2. Gemeenschapsanalyse

Voor verdere analyse van de fungi bodemgemeenschap worden de 19 geïsoleerde morfotypes

ingedeeld in drie functionele groepen, en dit op basis van reeds gekende mogelijke effecten op

de fitness van de plant (tabel 4.5):

- Groep 1: Fungi met een potentieel pathogeen effect op de plantengemeenschap

- Groep 2: Fungi met een potentieel antagonistisch effect op pathogene fungi

- Groep 3: Saprotrofe fungi zonder gekende pathogene of antagonistische effecten

Groep 1 Groep 2 Groep 3

Cylindrocarpon spp. Penicillium spp. Mortierella spp.

Fusarium spp. Trichoderma spp. Mucor spp.

Ilyonectria spp. Umbelopsis spp. Trichosporon spp.

Tabel 4.5: Indeling van de geïsoleerde morfotypes op basis van hun potentieel effect op de plantengemeenschap.

Het absoluut aantal morfotypes per functionele groep en fragment wordt weergegeven in

figuur 4.3. .

Figuur 4.3: Absoluut aantal morfotypes per functionele groep en fragment.

Onderstaande tabel geeft het gemiddeld aantal gevormde kolonies (CFU) van de potentieel

pathogene fungi morfotypes (groep 1), potentieel antagonistische fungi morfotypes (groep 2)

en fungi morfotypes zonder gekend pathogeen of antagonistisch effect (groep 3) en vergelijkt

deze tussen de zes bosfragmenten.

0

2

4

6

8

10

12

14


Ab

solu

ut

aan

tal m

orf

oty

pe

s

Fragment

Potentieel pathogeeneffect

Potentieel antagonistischeffect

Geen gekend effect

Resultaten

32

Tabel 4.6: Overzicht van het gemiddeld aantal gevormde kolonies (CFU) per functionele groep en fragment.

* NA = niet aanwezig

Fragment Abundantie groep 1 (CFU) Abundantie groep 2 (CFU) Abundantie groep 3 (CFU)

Gemiddelde ± SD Gemiddelde ± SD Gemiddelde ± SD

Cylindrocarpon Fusarium Ilyonctria Penicillium Trichoderma Umbelopsis

Cha NA* NA* 292.45 ± 83.45 470.26 ± 45.18 158.46 ± 21.30 2133.85 ± 244.10 3849.30 ± 488.28

Fur 17.10 ± 2.37 45.03 ± 16.17 293.73 ± 93.36 100.74 ± 54.29 56.30 ± 25.60 187.78 ± 93.37 3038.13 ± 544.50

Mac NA* NA* 302.18 ± 107.93 107.39 ± 58.83 127.39 ± 27.74 1250.87 ± 317.86 2507.09 ± 631.47

Mwa NA* 169.75 ± 19.32 NA* 137.39 ± 58.83 27.83 ± 27.74 454.78 ± 317.86 1362.66 ± 629.24

Ndi NA* 132.19 ± 23.07 NA* 82.86 ± 75.40 54.29 ± 35.55 1679.29 ± 407.41 4878.13 ± 770.05

Nga NA* NA* 272.92 ± 107.43 141.67 ± 57.59 114.17 ± 27.15 2625.00 ± 311.16 3300.00 ± 628.74

F 12.43 52.36 27.13 1.70 0.63 3.50 5.40

p-waarde < 0.001 < 0.001 < 0.001 0.20 0.68 0.03 0.01

Resultaten

33

4.2.2.1. Variatie tussen fragmenten en plots

Figuur 4.4 geeft een NMDS plot weer waarbij de abundantie en samenstelling van alle fungi

morfotypes (groep 1, 2 en 3) wordt vergeleken tussen de zes fragmenten en de 20 plots. De

ANOSIM analyse toont significante verschillen aan tussen de fragmenten onderling (R =

0.42, p = 0.001), maar niet tussen de plots van eenzelfde

fragment. De bodemstalen clusteren dus samen op

fragmentniveau en niet op plotniveau. Tabel 4.7 geeft de

resultaten (R- en p-waarden) van de paarsgewijze

vergelijkingen tussen de zes fragmenten. Enkel tussen de

grotere fragmenten Chawia en Ngangao is er geen significant

verschil (p < 0.001). Mwachora verschilt sterk van alle andere

fragmenten met uitzondering van Macha en ook tussen Macha

en Ndiwenyi is er sprake van grote variatie. Dit kan afgeleid

worden vanuit de NMDS plot. De bodemstalen van Chawia en

Ngangao clusteren samen, terwijl deze van Mwachora en

Ndiwenyi zich min of meer afzonderen.

Tabel 4.7: R-waarden en bijhorende p-waarden van de paarsgewijze vergelijkingen tussen de zes bezochte bosfragmenten.

Figuur 4.4: NMDS plot van alle geïsoleerde fungi morfotype (groep 1, 2 en 3).

Groepen R-waarde p-waarde

Cha, Fur 0,30 0,001

Cha, Mac 0,35 0,001

Cha, Mwa 0,74 0,001

Cha, Ndi 0,23 0,001

Cha, Nga 0,08 0.047

Fur, Mac 0,32 0,001

Fur, Mwa 0,76 0.001

Fur, Ndi 0,35 0,001

Fur, Nga 0,22 0,001

Mac, Mwa 0,47 0,001

Mac, Ndi 0,72 0,001

Mac, Nga 0,32 0,001

Mwa, Ndi 0,85 0,001

Mwa, Nga 0,81 0,001

Ndi, Nga 0,32 0,001

Resultaten

34

Indien enkel de abundantie en samenstelling van de potentieel pathogene fungi (groep 1)

wordt vergeleken tussen de fragmenten (figuur 4.5), vindt de variatie opnieuw plaats op

fragmentniveau (R = 0.44, p = 0.001). We zien een duidelijke afsplitsing van Mwachora

enerzijds en Ndiwenyi anderzijds ten opzichte van de vier andere fragmenten. Tabel 4.8 geeft

de resultaten (R- en p-waarden) van de paarsgewijze vergelijkingen tussen de fragmenten.

figuur 4.5: NMDS plot van de potentieel pathogene fungi morfotypes (groep 1).


Cha, Fur 0.20 0.001

Cha, Mac 0.08 0.039

Cha, Mwa 0.94 0.001

Cha, Ndi 0.95 0.001

Cha, Nga 0.01 0.031

Fur, Mac 0.02 0.024

Fur, Mwa 0.84 0.001

Fur, Ndi 0.83 0.001

Fur, Nga 0.03 0.016

Mac, Mwa 0.88 0.001

Mac, Ndi 0.89 0.001

Mac, Nga -0.01 0.057

Mwa, Ndi 0.73 0.001

Mwa, Nga 0,89 0.001

Ndi, Nga 0,89 0.001


Resultaten

35

Uitsluitend de potentieel antagonistische fungi (groep 2) in beschouwing genomen (figuur

4.6), levert een significant, maar zwak verschil op tussen de fragmenten en plots (R = 0.14, p

= 0.001). De bodemstalen liggen zeer verspreid, wat eerder wijst op variatie binnen dan

tussen de fragmenten en plots. Tabel 4.9 geeft de resultaten (R- en p-waarden) van de

paarsgewijze vergelijkingen tussen de fragmenten.

Figuur 4.6: NMDS plot van de fungi morfotypes met een potentieel antagonistisch effect op de plantengemeenschap.


Cha, Fur 0.34 0.001

Cha, Mac 0.13 0.012

Cha, Mwa 0.26 0.001

Cha, Ndi 0.21 0.015

Cha, Nga 0.07 0.062

Fur, Mac 0.06 0.054

Fur, Mwa 0.00 0.377

Fur, Ndi 0.11 0.036

Fur, Nga 0.23 0.001

Mac, Mwa 0.03 0.114

Mac, Ndi 0.02 0.301

Mac, Nga 0.03 0.116

Mwa, Ndi 0.06 0.095

Mwa, Nga 0,16 0.006

Ndi, Nga 0,05 0.160


Resultaten

36

4.2.2.2. Variatie in functie van de afstand tot moederboom

Figuur 4.7 geeft een NMDS plot weer waarbij de abundantie en samenstelling van alle fungi

morfotypes (groep 1, 2 en 3) wordt vergeleken langsheen een afstandsgradiënt tot de

dichtstbijzijnde X. monospora moederboom. Er is gewerkt met afstandsklassen van twee

meter. Vanuit de grafiek en bijhorende ANOSIM analyse kan afgeleid worden dat er geen

significant verschil is langsheen de afstandsgradiënt (R = -0.01, p = 0.70). De bodemstalen

van de verschillende afstandsklassen liggen zeer gespreid door elkaar, wat eerder wijst op een

grote variatie binnen eenzelfde afstandsklasse in plaats van tussen de verschillende

afstandsklassen. Bredere afstandsklassen (4 m en 5 m) geven ook geen significante

verschillen (4m: R = -0.01, p = 0.57; 5m: R = -0.03, p = 0.82). Indien gekeken wordt naar

eventuele variatie langsheen de afstandsgradiënt binnen eenzelfde bosfragment, worden er

opnieuw geen significante verschillen waargenomen (alle p > 0.05)

Grafiek 4.7: NMDS plot van alle geïsoleerde fungimorfotypes.

Enkel de potentieel pathogene fungi morfotypes (groep 1) in beschouwing genomen, levert

ook geen significante verschillen op langsheen de afstandsgradiënt tot de dichtstbijzijnde

moederboom (R = 0.02, p = 0.29) (figuur 4.8).

Resultaten

37

Grafiek 4.8: NMDS plot van de fungi morfotypes met een potentieel pathogeen effect op de plantengemeenschap.

De potentieel antagonistische fungi morfotypes (groep 2) ten slotte vertonen ook geen

significant verschil in abundantie en samenstelling langsheen de afstandsgradiënt (R = -0.03,

p = 0.87) (figuur 4.9).

Grafiek 4.9: NMDS plot van de fungi morfotypes met een potentieel antagonistisch effect op de plantengemeenschap.

De stress-waarde van alle NMDS plots is niet groter dan 0.30, waardoor we kunnen aannemen

dat de ze een representatieve weergave van de werkelijkheid zijn.

Resultaten

38

4.2.3. Verband X. monospora en bodemfungi distributie

Tabel 4.10 en 4.11 geven de resultaten weer van de PCA analyses, waarbij per gemeten

parameter wordt weergegeven hoeveel deze van de waargenomen variatie in fungi abundantie

en samenstelling verklaart (r2) en of dit significant is of niet (p-waarde). Vanuit de PCA

analyse waarbij alle fungi morfotypes in rekening werden gebracht, blijkt dat de eerste vier

assen (PC’s) meer dan 80% van de waargenomen variatie verklaren. Indien deze gekoppeld

worden met de gemeten parameters, zien we dat geen enkele van de parameters een hoge

mate van variatie verklaard. De relatieve densiteit aan X. monospora adulten verklaart het

meest (6%) van alle parameters, maar dit is op zich nog steeds zeer laag. De PCA analyse

waarbij enkel de fungi morfotypes met een potentieel pathogeen of antagonistisch effect op de

plantengemeenschap in rekening werden gebracht, toont aan dat de eerste drie assen (PC’s)

meer dan 80% van de waargenomen variatie verklaren. Indien deze opnieuw gekoppeld

worden met de gemeten parameters, zien we dat van alle parameters de densiteit aan X.

monospora zaailingen het meeste van verklaard (8%), maar dit is opnieuw zeer weinig.

Parameter r2 p-waarde

Kroonbedekking (%) 0.02 0.29

Relatieve densiteit X. monospora adulten 0.06 0.01

Diameter X. monospora adulten (cm) 0.03 0.11

Densiteit X. monsopora zaailingen (aantal / m2) 0.04 0.07

Lengte X. monospora zaailingen (cm) 0.03 0.13

Afstand X. monospora zaailing-moederboom (m) 0.04 0.04

Tabel 4.10: Percentage verklaarde variatie per parameter en bijhorende p-waarde (alle fungi morfotypes).

Parameter r2 p-waarde

Kroonbedekking (%) 0.01 0.45

Relatieve densiteit X. monospora adulten 0.06 0.01

Diameter X. monospora adulten (cm) 0.04 0.04

Densiteit X. monsopora zaailingen (aantal / m2) 0.09 0.001

Lengte X. monospora zaailingen (cm) 0.07 0.01

Afstand X. monospora zaailing-moederboom (m) 0.06 0.08

Tabel 4.11: Percentage verklaarde variatie per parameter en bijhorende p-waarde (potentieel effect).

Discussie

39

5. Discussie

Variatie in abundantie en samenstelling van bodemfungi, aanwezig in de rhizosfeer van X.

monsopora zaailingen, werd voornamelijk waargenomen op fragmentniveau. Twee kleine en

sterk verstoorde fragmenten vertoonden opmerkelijke verschillen met de grote, minder sterk

verstoorde fragmenten. De bodemfungi gemeenschap vertoonde echter geen variatie

langsheen een afstandsgradiënt tussen X. monospora zaailingen en hun dichtstbijzijnde

moederboom.

5.1. Ruimtelijke distributie van bodemfungi in relatie tot X. monospora

5.1.1. Functionele diversiteit

Ondanks het gebruik van selectieve media voor de pathogene fungi genera Pythium,

Phytophthora, Fusarium en Rhizoctonia, werden, met uitzondering van Fusarium, vijf andere

fungi genera met een potentieel effect op X. monospora geïsoleerd. Ilyonectria en

Cylindrocarpon werden als potentieel pathogeen beschouwd, terwijl Penicillium,

Trichoderma en Umbelopis potentieel antagonistisch werden geacht. Verder werden de

saprotrofe fungi genera Mortierella en Mucor geïsoleerd, die een belangrijke rol spelen bij de

decompositie van organisch materiaal.

Het genus Ilyonectria (Ascomycota) werd recent geïdentificeerd als potentieel pathogeen en is

berucht omwille van zijn verwoestend effect op wijngaarden (Cabral et al., 2012). Recent

werd de ermee geassocieerde ziekte (black foot disease) ook waargenomen op avocadobomen

(Vitale et al., 2012) en olijfbomen (Urbez-Torres, 2012). De ziekte gaat gepaard met een

gereduceerde plantengroei, uitgesteld ontspruiten, verkorting van de internoden en chloriose

en resulteert veelal in sterfte van de plant. Het genus Cylindrocarpon (Ascomycota) herbergt

de teleomorfen van Ilyonectria en veroorzaakt wortelrot in verscheidene, economisch

belangrijke gastheerplanten (druivelaars, appelaars, beuk) (Cabral, 2012). De rol van deze

twee genera als potentiële pathogenen in natuurlijke (bos)ecosystemen dient verder

onderzocht te worden.

Penicillium kan antagonistische effecten uitoefenen op damping-off veroorzakende

fytopathogene fungi, zoals Pythium, Phytopthora, Fusarium en Rhizoctonia, en dit in zowel

natuurlijke ecosystemen als landbouwsystemen (Yamaji, 2005; Nicoletti et al., 2004). Via

mechanismen die de resistentie van de plant verhogen, de productie van antibiotische stoffen

Discussie

40

(antibiose) en de vorming van mycoparasitaire interacties, kunnen ze de negatieve gevolgen

van pathogene fungi beperken of zelfs helemaal teniet doen (Nicoletti et al., 2004). Het genus

Trichoderma (Ascomycota) herbergt de anamorfen van het genus Hypocrea en kent een zeer

brede ecologische amplitude (Harman, 2006). Deze niet-gastheerspecifieke bodemfungi

koloniseren in geen tijd gezonde plantenwortels. Het is dan ook niet verwonderlijk dat

Trichoderma tal van mechanismen heeft ontwikkeld om enerzijds de fytopathogene fungi aan

te vallen en anderzijds de wortelgroei en resistentie van de plant ten opzichte van pathogenen

te verhogen (Harman, 2006; John et al., 2010). Dankzij deze eigenschappen kunnen sommige

Trichoderma soorten een belangrijke rol spelen op zowel ecologisch als economisch vlak. Zo

kunnen ze gebruikt worden bij de biologische controle van de diverse, door pathogene fungi

veroorzaakte, plantenziektes (Harman, 2006). Umbelopsis (Zygomycota) wordt wereldwijd

teruggevonden in de bodem van diverse bosecosystemen (Meyer & Gams, 2003). Het genus

wordt veelal geassocieerd met plantenwortels (Hoff et al., 2004), maar hun ecologische rol is

tot op heden een vraagteken. Er zijn reeds aanwijzingen voor antagonistische effecten tegen

fytopathogene fungi en hun gebruik als biologische controle agentia, maar meer onderzoek is

nodig om te achterhalen hoe Umbelopsis soorten interageren met andere bosorganismen, op

welke manier ze hun gastheerplant infecteren en welke de effecten zijn op de omgevende

plantengemeenschappen (Hoff et al., 2004).

5.1.2.Variatie in bodemfungi gemeenschap tussen de fragmenten

De bodemfungi gemeenschap in de rhizosfeer van X. monospora zaailingen vertoonde sterke

verschillen tussen de fragmenten onderling. Op basis van de volledige dataset (groep 1, 2 en

3), zagen we een clustering van de twee grote fragmenten (Chawia en Ngangao), terwijl twee

kleinere fragmenten (Mwachora en Ndiwenyi) zich duidelijk afzonderden (figuur 4.4). Indien

enkel gekeken werd naar de potentieel pathogene fungi (groep 1), splitsten de bodemstalen

van Mwachora enerzijds en Ndiwenyi anderzijds zich nog duidelijker af van de andere vier

fragmenten (figuur 4.5). Louter de potentieel antagonistische fungi (groep 2) in beschouwing

genomen, gaf slechts zwakke verschillen tussen de bosfragmenten (figuur 4.6). De

waargenomen variatie tussen de fragmenten is dus voornamelijk te wijten aan verschillen in

abundantie en soortensamenstelling van potentieel pathogene bodemfungi.

We registreerden een afwezigheid van Ilyonectria in Ndiwenyi en Mwachora, terwijl deze

zeer abundant aanwezig waren in Chawia en Ngangao (en ook in Fururu en Macha). Het

genus Fusarium daarentegen was enkel aanwezig in Mwachora en Ndiwenyi (en in mindere

Discussie

41

mate in Fururu). Een belangrijke opmerking hierbij is dat in Mwachora slechts één Fusarium

soort (Fusarium culmorum) is teruggevonden, terwijl dit er in Ndiwenyi drie waren, vandaar

de clustering van Mwachora enerzijds en Ndiwenyi anderzijds. Een recente bosbrand kan

(mede)verantwoordelijk zijn voor de afsplitsing van Ndiwenyi. Destabilisering van een

ecosysteem, veroorzaakt door abiotische (brand, overstroming) of biotische (herbivorie,

ziekte, insectenplaag) verstoringen, brengt wijzigen teweeg in de bodemstructuur,

nutriëntenbeschikbaarheid en (a)biotische bodemcomponenten (Hoff et al., 2004; McMullan-

Fisher et al., 2011). De gevolgen zijn zeer variabel en afhankelijk van diverse factoren, zoals

bodem- en vegetatietype, brandintensiteit, -frequentie en -geschiedenis (McMullan-Fisher et

al., 2011). Widden en Parkinson (1970) toonden een gereduceerd aantal Trichoderma en

Penicillium soorten aan in recent afgebrande plots ten opzichte van plots waar er geen brand

had gewoed. Daarenboven constateerden ze een stimulerend effect van brand op de groei van

Cylindrocarpon. Hun hypothese luidde dan ook als volgt: brand heeft een negatief effect op

antagonistische fungi zoals Trichoderma en Penicillium, waardoor de groei van potentieel

pathogene fungi zoals Cylindrocarpon (teleomorfen van Ilyonectria) gestimuleerd wordt. Ook

Stendell et al. (1999) toonden aan dat de ectomycorrhiza biomassa tot acht keer gereduceerd

kan zijn ten gevolge van een brand. Ectomycorrhiza verhogen de absorptiecapaciteit van

zaailingwortels, bieden bescherming tegen fytopathogenen, chemische extremen of

bodemvervuiling en spelen dus een belangrijke rol bij de succesvolle vestiging van zaailingen

(Yamaji, 2001; Hoff et al., 2004). Sharma (1981) daarentegen stelde vast dat Penicillium en

Trichoderma als eerste fungi genera op het toneel verschenen na een brand. Reaves et al.

(1990) voegde hieraan toe dat Trichoderma isolaten, afkomstig van een afgebrand gebied,

sterkere antagonistische eigenschappen vertoont dan Trichoderma isolaten afkomstig van een

controlegebied. De brand in Ndiwenyi kan mogelijks de groei van Fusarium gestimuleerd

hebben en deze van potentiële antagonisten (Penicillium en Trichoderma) gereduceerd

hebben (tabel 4.6). Verder onderzoek dient de impact van externe verstoringen, zoals brand,

op de bodemfungi gemeenschap van de Taita Hills duidelijk maken. Wat ook opviel, was dat

het genus Trichoderma sterker vertegenwoordigd was in Chawia en Ngangao, dit zijn de

fragmenten waar Fusarium afwezig was. Trichoderma zou wel eens de aanwezigheid van

Fusarium onderdrukken via de eerder besproken mechanismen van mycoparasitisme,

antibiose of competitie, en hierdoor een positief effect uitoefenen op de zaadkieming,

zaailingrekrutering en -overleving X. monospora. Het genus Ilyonectria was echter wel

abundant aanwezig in deze fragmenten. Trichoderma is dus mogelijks niet antagonistisch ten

opzichte deze pathogeen, maar het kan ook zijn dat Ilyonectria geen pathogeen effect

Discussie

42

uitoefent op X. monospora. Het negatief effect van Ilyonectria werd tot nu toe namelijk enkel

geassocieerd met druivelaars, avocado- en olijfbomen.

De graad van habitatfragmentatie kan verantwoordelijk zijn voor de verschillen tussen de

grote (Chawia en Ngangao) en twee kleine fragmenten (Mwachora en Ndiwenyi). Lehouck et

al. (2009) observeerden een gereduceerde zaaddispersie in kleine en sterk verstoorde

fragmenten door de afwezigheid van enkele belangrijke zaadverbreiders. Als gevolg van

randeffecten zal de impact van antropogene activiteiten (landbouw, exotische plantages, enz.),

en de daarmee gepaard gaande veranderingen in fysische, chemische en biologische

bodemeigenschappen (Kourtev et al., 2002), op de natuurlijke dynamiek van het

bosecosysteem meer uitgesproken worden naarmate de fragmenten kleiner worden. De hoge

abundantie aan Fusarium in Mwachora en Ndiwenyi is mogelijks het gevolg van deze

randeffecten en kan, in combinatie met een gereduceerde zaaddispersie, negatieve gevolgen

hebben in termen van zaadkieming, zaailingrekrutering en -overleving van X. monospora.

Wat zeker niet over het hoofd mag gezien worden, is dat Macha en Fururu, net zoals

Mwachora en Ndiwenyi, kleine en sterk verstoorde fragmenten zijn. Toch vertoonden ze meer

gelijkenis met de grote fragmenten (Chawia en Ngangao). Er zijn dus nog andere factoren dan

de graad van habitatfragmentatie en de ermee gepaard gaande randeffecten verantwoordelijk

voor de waargenomen variatie tussen de fragmenten. Onze opgemeten parameters, waaronder

kroonbedekking, densiteit aan X. monospora adulten en zaailingen, diameter van X.

monospora adulten, lengte van X. monospora zaailingen en afstand tussen zaailing en

dichtstbijzijnde moederboom, boden echter weinig verklaring. Dit was enigszins te

verwachten aangezien de parameters op zich weinig variatie vertoonden tussen de

fragmenten. Andere, niet-gekwantificeerde omgevingsvariabelen, zoals klimatologische en

topografische kenmerken, vegetatiestructuur, chemische en fysische bodemkenmerken (pH,

dikte van de strooisellaag) bieden mogelijks meer verklaring, maar dienen verder onderzocht

te worden.

5.1.3.Variatie in bodemfungi gemeenschap tussen de plots

De bodemfungi gemeenschap verschilde niet significant tussen de plots van eenzelfde

fragment. In de kleinste fragmenten (Macha, Mwachora en Ndiwenyi) was dit enigszins te

verwachten aangezien de plots zeer dicht bij elkaar lagen. Ook in het grootste fragment

Ngangao lagen de plots zeer dicht bij elkaar omdat er enkel in het meest zuidelijke deel X.

monospora adulten en zaailingen werden aangetroffen. De plots in Chawia en Fururu lagen

Discussie

43

meer verspreid over het fragment, maar ook daar werden geen noemenswaardige verschillen

teruggevonden op plotniveau. Onze bevindingen verschillen in dit opzicht van deze van

Malmivaara-Lämsä et al. (2008). Zij registreerden variatie in de bodemfungi gemeenschap

langsheen twee afstandsgradiënten binnen eenzelfde bosfragment, één ten opzichte van de

rand van het bos en ten opzichte van de aangelegde wandelpaden in het bos. Veranderingen in

bodemkenmerken (voornamelijk pH) en vegetatiestructuur langsheen deze afstandsgradiënten

lagen aan de basis van de waargenomen variatie. De rand van een bos wordt gekenmerkt door

meer wind en lichtinval. Dit creëert warmere en drogere condities in vergelijking met het

centrum van het bos en verandert de samenstelling en activiteit van bodemorganismen (Chen

et al., 1993). Hierdoor treedt een reductie op in de snelheid van decompositie, met alle

gevolgen van dien voor de nutriëntencyclus en bovengronds levende gemeenschappen.

Randeffecten kunnen een invloed uitoefenen over enkele tientallen tot honderden meters naar

het centrum van het bos toe (Chen et al., 1993). Antropogene verstoringen in reeds

gefragmenteerde bossen, zoals het aanleggen van wandelpaden, creëren fragmentatie en dus

ook variatie in bodemgemeenschap op kleinere schaal (Malmivaara-Lämsä, 2008). Indien de

plots op verschillende plaatsen ten opzichte van de bosrand werden uitgezet, konden deze

randeffecten nagegaan worden. In sommige fragmenten (Ngangao, Mwachora) lagen alle

plots echter aan de rand van het fragment omdat enkel daar X. monsopora adulten en

zaailingen werden aangetroffen. De meeste fragmenten van de Taita Hills zijn ook zodanig

klein dat randeffecten een grote invloed uitoefenen naar het centrum toe, waardoor er niet echt

sprake kan zijn van een afstandsgradiënt.

5.1.4. Variatie in bodemfungi gemeenschap in functie van afstand tot

moederboom

Het belangrijkste onderdeel van deze masterproef was nagaan of de eerder waargenomen

gereduceerde zaadkieming, zaailingrekrutering en -overleving van X. monospora in de buurt

van conspecifieke adulten (Lehouck et al., 2009c) kan verklaard worden door de accumulatie

van gastheerspecifieke bodempathogenen in de buurt van de moederboom. Verstoorde

bosfragmenten worden gekenmerkt door de afwezigheid van enkele belangrijke

zaadverbreiders waardoor minder zaden verbreid worden en dus meer zaden blijven liggen

onder de moederboom. Dit creëert een ideale niche voor natuurlijke vijanden zoals

fytopathogenen en herbivoren. Door de bodemfungi abundantie en samenstelling te

vergelijken langsheen verschillende afstanden ten opzichte van de moederboom, trachtten we

te achterhalen of er sprake is van afstandsafhankelijke zaailingmortaliteit ten gevolge van

Discussie

44

gastheerspecifieke, fytopathogene fungi. Janzen (1970) veronderstelde bij het formuleren van

zijn hypothese dat de J-C patronen meer uitgesproken zijn indien de adulte bomen een

verspreid distributiepatroon vertonen. Deze voorwaarde was in ons geval alvast voldaan

(bijlage 1). Toch werden geen verschillen gevonden langsheen de afstandsgradiënt (figuur

4.7, 4.8 en 4.9). Dit kan te wijten zijn aan het feit dat enkel de bodemfungi, aanwezig in de

rhizosfeer van X. monospora zaailingen, werden onderzocht en niet diegene in of op de

zaailingwortels. Het kan dus zijn dat we te maken hebben met niet-gastheerspecifieke

bodemfungi. Een belangrijke voorwaarde tot het waarnemen van J-C effecten is nu net die

gastheerspecificiteit. Vervolgens moet opgemerkt worden dat er gebruik werd gemaakt van

GPS coördinaten om de positie van X. monospora zaailingen en adulten in kaart te brengen en

de euclidische afstand tussen zaailing en de dichtstbijzijnde moederboom te berekenen. Het

gebruikte GPS toestel had echter een behoorlijk grote standaardfout van 7.6 m. Hierdoor kan

het zijn dat een zaailing zich volgens de GPS op een afstand van bv. 1 m ten opzichte van de

moederboom bevindt, terwijl hij in werkelijkheid veel verder ligt. De verkregen

afstandsgradiënt is dus mogelijks onvoldoende betrouwbaar. Een andere verklaring kan zijn

dat het mechanisme van negatieve afstandsafhankelijke zaailingmortaliteit niet detecteerbaar

was op het moment van staalname. De bodemstalen werden genomen gedurende een zeer

korte periode van twee weken, terwijl de waarnemingen van zaadkieming, zaailingrekrutering

en -overleving plaatsvonden over een periode van meerdere jaren, met veel variatie doorheen

de jaren (Lehouck et al., 2009). De sterkte van J-C effecten varieert in tropische bossen dus

niet alleen op ruimtelijke schaal, maar ook tussen seizoenen en soorten (Lin et al., 2012).

Onderzoek betreffende de onderliggende mechanismen van deze temporale en interspecifieke

variatie en zijn gevolgen voor de co-existentie tussen soorten staat echter nog in zijn

kinderschoenen (Lin et al., 2012). Tot nu toe focusten de meeste studies (waaronder deze

masterproef) zich enkel op de rol van de natuurlijke vijanden, terwijl de competitie voor

limiterende bronnen, het ander mechanisme achter CNDD, over het hoofd wordt gezien

(Freckleton & Lewis, 2006). Tropische, seizoensgebonden bossen ondervinden temporele

variatie in waterbeschikbaarheid, beter gekend als de droge en natte seizoenen. Een

gereduceerde waterbeschikbaarheid verhoogt bijvoorbeeld de graad van competitie en dus

stressgevoeligheid van de plant waardoor deze laatste makkelijker wordt aangevallen door

herbivoren en pathogenen (Lin et al., 2012). Boomsoorten verschillen ook vaak in hun manier

van wateropname (bv. ten gevolge van interspecifieke variatie in wortellengte) (Meinzer et

al., 1999) en dit verhoogt de intraspecifieke competitie gedurende perioden van waterstress.

De overleving van algemeen voorkomende planten wordt hierdoor gereduceerd ten voordele

Discussie

45

van de meer zeldzame soorten, bijdragend aan het behoud van soortendiversiteit.

Gecombineerd onderzoek over de rol van zowel natuurlijke vijanden als competitie voor

limiterende bronnen wordt sterk aangeraden.

Aangezien de pathogene bodemfungi gemeenschap niet verschilde langsheen de

afstandsgradiënt ten opzichte van de moederboom, kunnen we veronderstellen dat de

overleving van X. monospora zaailingen niet gereduceerd wordt in de omgeving van deze

conspecifieke bomen. De zaailingen kunnen volwaardig deelnemen in de competitie met

andere zaailingsoorten, waardoor ze een grotere kans hebben om een plekje te veroveren

onder de moederboom. De afwezigheid van J-C effecten kan hierdoor verantwoordelijk zijn

voor een afname in plantendiversiteit aangezien een gereduceerde zaailingoverleving bij hoge

conspecifieke densiteit, in de omgeving van de moederboom, als een van de belangrijkste

mechanismen wordt beschouwd voor het verkrijgen van co-existentie tussen plantensoorten.

Onderzoek op langere termijn is noodzakelijk om meer te weten te komen over de seizoenale

variatie in J-C effecten en hoe, vaak door de mens geïnduceerde, veranderingen in

omgevingscondities een effect hebben op de mechanismen van co-existentie tussen tropische

planten.

Discussie

46

5.2. Studiedesign: moeilijkheden en mogelijke verbeteringen

5.2.1. Staalname

De veldwerkperiode vond plaats in de sterk gefragmenteerde bosfragmenten van de Taita

Hills waarbij plots (15 x 15 m) werden uitgezet op plaatsen met X. monospora moederbomen

en zaailingen. Binnen elke plot werden bodemstalen genomen in de rhizosfeer van acht van de

25 gekarteerde zaailingen. Het was nuttig geweest om in diezelfde plots alle (in plaats van

slechts 25) zaailingen te karteren en in de rhizosfeer van elke zaailing een bodemstaal te

nemen. Op deze manier kon het ruimtelijk distributiepatroon en de densiteit van X.

monospora zaailingen in elke plot bepaald worden en waren er meer replicaten ter

beschikking om de bodemfungi gemeenschap te bekijken. De voornaamste reden waarom

gekozen werd voor eerst vermelde methode is het gebrek aan tijd en de beperkte toegestane

hoeveelheid bodem dat getransporteerd mocht worden van Kenia naar België. De

veldwerkperiode nam twee weken in beslag, waardoor op korte termijn enerzijds

verschillende bosfragmenten moesten bezocht worden en anderzijds genoeg plots (replicaten)

binnen eenzelfde bosfragment moesten uitgezet worden. Een andere methode zou kunnen zijn

om in elk bosfragment op zoek te gaan naar X. monospora moederbomen, een cirkel van

bijvoorbeeld 20 m te trekken rondom de moederboom en vervolgens bodemstalen te nemen in

de rhizosfeer van de aanwezige zaailingen, op verschillende afstanden ten opzichte van de

moederboom. Deze GPS-loze manier van werken biedt het voordeel dat er een gekende

afstandsgradiënt wordt gecreëerd ten opzichte van de moederboom, waardoor de exacte

afstand waarop de bodemstalen genomen worden, gekend is. GPS toestellen bieden het

voordeel snel te kunnen werken maar zijn nadelig omwille van hun redelijke grote

standaardfout (hier 7.6 m, dus relatief groot in plots van 15 x 15 m). De fout is waarneembaar

in sommige plots (bijlage 2), waarbij te zien is dat sommige zaailingen en adulte bomen

buiten de plot liggen terwijl deze wel degelijk binnen de plot werden gekarteerd. Verder kan

in elke plot het aantal soorten gevestigde zaailingen bepaald worden, alsook het aantal

individuen per soort. Volgens de J-C hypothese zou het aantal soorten zaailingen en het aantal

zaailingen van eenzelfde soort respectievelijk toenemen en afnemen naar de moederboom toe.

Discussie

47

5.2.2. Labo analyse

De bedoeling was om enkel bodemfungi met een potentieel pathogeen effect op X. monospora

zaailingen te bestuderen. Er werd dan ook gekozen te werken met selectieve media die de

groei van reeds gekende pathogene fungi genera (Pythium, Phytopthora, Fusarium en

Rhizoctonia) stimuleren en deze van andere organismen (bacteriën, gisten, enz.) inhiberen.

Het resultaat was niet geheel zoals verwacht. Met uitzondering van Fusarium, werden

bovengenoemde genera niet teruggevonden. In plaats daarvan werden zowel potentieel

pathogene fungi (Fusarium, Ilyonectria/Cylindrocarpon) als fungi met een potentieel

antagonistisch effect op deze pathogenen (Penicillium, Trichoderma, Umbelopsis) geïsoleerd.

Ook saprotrofe bodemfungi zonder gekend pathogeen of antagonistisch effect (Mortierella,

Mucor, Trichosporon) waren dominant aanwezig. Deze resultaten staven de moeilijkheden

van de klassieke uitplaatmethoden. Sommige fungi zijn zeer gevoelig en vereisen specifieke

groeicondities die niet altijd nagebootst kunnen worden onder laboratoriumcondities. Ook de

zogenaamd ‘selectieve’ media zijn niet altijd zo effectief als gedacht. Cultuurafhankelijke

methoden selecteren vaak voor bodemorganismen die gemakkelijk in cultuur zijn op te

groeien, waardoor andere, minder competitieve maar wel in het bodemstaal aanwezige

organismen niet geïdentificeerd worden. Deze bias mag zeker niet over het hoofd gezien

worden (Hoff et al., 2004). Het kan natuurlijk ook gewoon zijn dat de genera Pythium,

Phytopthora en Rhizoctonia niet aanwezig zijn in de rhizosfeer van X. monospora zaailingen

van de Taita Hills.

Moleculaire analyses kunnen een alternatief bieden voor deze uitplaatmethode, maar kennen

ook een aantal beperkingen. De PCR methode bijvoorbeeld is zeer gevoelig en vereist

nauwgezette handelingen die toch enige ervaring vergen. Het sequeneren en vervolgens

identificeren van de organismen is ook niet altijd evident. De BLAST analyse geeft het

overeenkomstpercentage weer tussen de sequentie van het geïsoleerd organisme met een

sequentie aanwezig in de databank. Dit is echter nooit 100% en vaak worden meerdere

organismen (soms ‘unidentified species’) met hetzelfde percentage aangeduid als mogelijke

kandidaten. De fungi genome library is ook nog niet zo uitgebreid als bijvoorbeeld de

bacteriële variant, en bevat een beperkte set aan fungi geïsoleerd uit (sub)tropische bodems.

Een combinatie van deze BLAST-resultaten, morfologische (macro- en microscopie) en

fysiologische (eco-plates) eigenschappen leveren de meest betrouwbare identificaties op.

Discussie

48

5.3. Suggesties voor verder onderzoek

Deze masterproef licht slechts een klein tipje van de sluier over de ruimtelijke variatie in

bodemfungi abundantie en samenstelling tussen de sterk verstoorde bosfragmenten van de

Taita Hills en kan een aanzet zijn tot verder onderzoek binnen de wondere wereld van de

Taita bodemorganismen. Het verwerven van meer kennis over eventuele wijzigingen in de

dynamiek van de bodemgemeenschap, en hierdoor ook de bovengronds levende

gemeenschappen, ten gevolge van de alsmaar toenemende humane impact kan van belang zijn

bij het herstellen en behouden van de bosintegriteit via kleinschalige maar doeltreffende

beheersplannen. Enkele mogelijke suggesties voor verder onderzoek worden hieronder dan

ook aangeboden.

- Nagaan in welke mate de bodemfungi, geïsoleerd vanuit de rhizosfeer van X.

monospora zaailingen, overeenkomen met deze aanwezig in of op de zaailingwortels.

Hiervoor kan gebruik gemaakt worden van de wortelstalen die in deze masterproef

niet verder geanalyseerd zijn. Indien blijkt dat de geïsoleerde bodemfungi ook de

zaailingwortels koloniseren, kan met meer zekerheid bevestigd worden dat ze een

potentieel effect hebben op de plant.

- Nagaan welke effecten de geïsoleerde bodemfungi hebben op X. monospora

zaailingen. Op basis van de literatuur werd aangenomen dat Fusarium en Ilyonectria

mogelijks pathogene effecten uitoefenen en dat Penicillium, Trichoderma en

Umbelopsis mogelijks een antagonistisch effect hebben op deze pathogene fungi. De

vraag of dit ook van toepassing is voor de tropische boomsoort X. monospora blijft

echter onopgelost. Dit kan onderzocht worden met behulp van bio-essays, waarbij de

geïsoleerde morfotypes afzonderlijk geïnoculeerd worden in de steriele bodem (bodem

vrij van andere organismen) rondom opgekweekte X. monospora zaailingen. Het

effect op de plant kan dan rechtstreeks bestudeerd worden. Hierbij moet rekening

worden gehouden met het feit dat verschillende strains van eenzelfde soort een ander

effect kunnen hebben op de plant. De ene strain van Fusarium oxysporum kan

bijvoorbeeld een fytopathogeen zijn, terwijl een andere strain een positieve invloed

heeft op de plant (Augspurger, 2007). Naast de pathogeniciteit, kan ook de

gastheerspecificiteit onderzocht worden door bovenstaande bio-essay te herhalen met

zaailingen van andere boomsoorten aanwezig in de bosfragmenten van de Taita Hills.

Discussie

49

Dit vereist weliswaar het verzamelen van zaden van verschillende boomsoorten, dat

praktisch gezien niet evident is in tropische bossen wegens de onvoorspelbare

fenologie van tropische boomsoorten (Lehouck et al., 2009b).

- Nagaan of er sprake is van seizoenale variatie in J-C effecten. Meerjarige studies,

waarbij bodemstalen worden genomen op verschillende momenten van het jaar,

worden hierbij aangeraden. Omgevingsparameters zoals klimatologische en

topografische kenmerken, vegetatiestructuur, chemische en fysische bodemkenmerken

(pH, dikte van de strooisellaag) die op het moment van staalname worden opgemeten,

kunnen dan gelinkt worden met de eventueel waargenomen variatie in J-C effecten.

- Nagaan welke effecten antropogene verstoringen (klimaatsverandering,

habitatfragmentatie, enz.) hebben op de bodemfungi abundantie, samenstelling en

werking (pathogeen, antagonistisch). Het effect van klimaatsverandering bijvoorbeeld

kan opnieuw uitgevoerd worden met behulp van bio-essays waarbij de bodemfungi

gemeenschap wordt bekeken onder verschillende klimatologische condities

(verhoogde temperatuur, CO2-concentratie, veranderingen in vochtigheidsgraad, enz.).

Conclusie

50

6. Conclusie

Op basis van de verkregen resultaten, kunnen volgende conclusies gemaakt worden:

- De bodemfungi gemeenschap, aanwezig in de rhizosfeer van X. monospora zaailingen,

vertoonde variatie op fragmentniveau. Twee kleine en sterk verstoorde bosfragmenten

(Mwachora en Ndiwenyi) verschilden significant van de grote en minder sterk

verstoorde bosfragmenten (Chawia en Ngangao). Habitatfragmentatie leek de meest

voor de hand liggende verklaring te zijn voor de waargenomen variatie, ware het niet

dat de twee andere kleine fragmenten (Fururu, Macha) meer gelijkenis vertoonden met

de grote fragmenten. Onze opgemeten parameters boden echter geen verklaring voor

de deze waargenomen variatie. Andere omgevingsvariabelen, alsook externe

verstoringen (zoals een brand) bieden mogelijks meer verklaring, maar dienen verder

onderzocht te worden.

- Er werden geen verschillen waargenomen in de bodemfungi gemeenschap langsheen

een afstandsgradiënt tussen X. monsopora zaailingen hun dichtstbijzijnde

moederboom. Externe verstoringen, zoals habitatfragmentatie en de daarmee gepaard

gaande randeffecten, alsook temporele variatie in omgevingscondities kunnen

mogelijks verantwoordelijk zijn voor de afwezige variatie langsheen deze

afstandsgradiënt. Vanuit de zeer uiteenlopende literatuur betreffende de J-C

hypothese, kunnen we besluiten dat er geen eenduidig bewijs is voor een verhoogde

zaadkieming, zaailingrekrutering- en overleving verder weg van conspecifieke

moederbomen en dat deze waarneming sterk afhankelijk is van soort, ruimtelijke en

temporele schaal en context.

- De specifieke effecten van de geïsoleerde fungi morfotypes op de tropische boomsoort

X. monospora werden niet getest in de masterproef. Fusarium, Ilyonectria en

Cylindrocarpon werden beschouwd als potentieel pathogeen, terwijl Penicillium,

Trichoderma en Umbelopsis potentieel antagonistisch werden geacht. De interpretatie

van de resultaten is hierdoor eerder speculatief, maar kan een aanzet zijn tot verder

onderzoek via bio-essays om het effect van deze bodemfungi op X. monospora na te

gaan.

Samenvatting

51

7. Samenvatting

De afname in biologische diversiteit met toenemende breedtegraad is een van de meest

opmerkelijke patronen op onze planeet. Ondanks het feit dat men al tientallen jaren op zoek is

naar een universeel aanvaardbare verklaring voor deze latitudinale biodiversiteitsgradiënt,

bestaat er tot op heden nog geen eensgezindheid over de achterliggende mechanismen ervan.

Conspecifieke negatieve densiteits- of afstandsafhankelijke mortaliteit (CNDD) is één van de

mogelijke verklaringen voor de co-existentie van honderden plantensoorten per hectare

tropisch bos. CNDD wijst op een negatieve correlatie tussen de kans op overleving en de

conspecifieke (van dezelfde soort) zaailingdensiteit of afstand tussen conspecifieke zaailingen

en hun moederboom. Deze negatieve correlatie kan het gevolg zijn van een verhoogde

competitie of accumulatie van natuurlijke vijanden (herbivoren, pathogenen) in de buurt van

de moederboom. Zaden die, met behulp van (a)biotische dispersiemechanismen, verder weg

van de moederboom geraken, hebben dus een hogere kans tot overleven. De veronderstelling

dat CNDD te wijten is aan de accumulatie van gastheerspecifieke vijanden, zoals pathogene

bodemfungi, in de nabijheid van de moederboom vormt de basis van de Janzen-Connell (J-C)

hypothese, onafhankelijk beschreven door Janzen en Connell. Gastheerspecifieke pathogene

fungi die zaailingen van slechts één of enkele boomsoorten infecteren, veroorzaken een

verhoogde zaailingmortaliteit van die specifieke boomsoort. Hierdoor zien zaailingen van

andere boomsoorten hun kans te groeien op deze vrijgekomen plaatsen, resulterend in een

ensemble van zaailingen van verschillende boomsoorten. Hoe sterker de onderdrukking van

zaadkieming en zaailingrekrutering rondom de moederboom, hoe groter het aantal soorten dat

kan co-existeren in een boomgemeenschap. De soortensamenstelling en activiteit van

bodemorganismen kan variëren in tijd en ruimte en dit kan, ten gevolge van plant-bodem

terugkoppelingsmechanismen, uiteenlopende effecten hebben op de dynamiek van

bovengronds levende planten. Deze masterproef focuste zich op het ruimtelijk

distributiepatroon van pathogene bodemfungi in relatie tot de boomsoort Xymalos monsopora

en probeerde een antwoord te bieden op de vraag of de eerder waargenomen reductie in

zaadkieming, zaailingrekrutering en -overleving van X. monospora nabij conspecifieke

moederbomen (Lehouck et al., 2009) het gevolg is van een accumulatie aan

gastheerspecifieke bodempathogenen in de buurt van de moederboom.

Deze studie vond plaats in de bosfragmenten van de Taita Hills (zuidoost Kenia). Kleine en

sterk verstoorde fragmenten worden er gekenmerkt door de afwezigheid van enkele

Samenvatting

52

belangrijke zaadverbreiders, waardoor meer zaden blijven liggen onder de moederboom en

een ideale niche gecreëerd wordt voor fytopathogenen. De combinatie van een hoge

abundantie aan fytopathogenen en een gereduceerde zaaddispersie kan negatieve gevolgen

hebben voor de overleving van de bestudeerde boomsoort. Er werden in zes verschillende

bosfragmenten bodemstalen genomen in de rhizosfeer van X. monospora zaailingen,

aanwezig op verschillende afstanden ten opzichte van hun moederbomen. De bodemstalen

werden vervolgens uitgeplaat op agarmedia, selectief voor reeds gekende pathogene fungi

genera (Pythium, Phytophthora, Fusarium en Rhizoctonia), waarna het aantal gevormde

kolonies (CFU) per fungi morfotype werd geteld. Daarnaast werden enkele

omgevingsparameters opgemeten zodat een link kon gemaakt worden tussen de omgeving en

eventueel waargenomen verschillen in de ruimtelijke distributie van bodemfungi tussen de

fragmenten.

Er werden geen aanwijzingen gevonden voor de aanwezigheid van negatieve

afstandsafhankelijke zaailingmortaliteit ten gevolge van pathogene bodemfungi. De

bodemfungi gemeenschap vertoonde in geen enkel fragment variatie langsheen een

afstandsgradiënt tot de moederboom. Deze waarneming is mogelijks het gevolg van

seizoenale of interspecifieke variatie in J-C effecten, waardoor er sprake kan zijn van een

mismatch met ons moment van staalname. De bodemfungi gemeenschap vertoonde wel

variatie tussen de fragmenten onderling. Twee kleine en sterk verstoorde bosfragmenten

(Mwachora en Ndiwenyi) verschilden van de grote en minder sterk verstoorde bosfragmenten

(Chawia en Ngangao) in abundantie en samenstelling van pathogene fungi. In Mwachora en

Ndiwenyi werden het pathogene genus Fusarium aangetroffen, terwijl deze afwezig was in de

grote fragmenten. In deze laatsten werd dan weer het genus Ilyonectria teruggevonden.

Ilyonectria oefent pathogene effecten uit op druivelaars, maar het is helemaal niet zeker of

deze ook pathogeen is ten opzichte van tropische boomsoorten zoals X. monospora. De

combinatie van een gereduceerde zaaddispersie en de aanwezigheid van Fusarium in de

rhizosfeer van X. monospora zaailingen in kleine, sterk verstoorde fragmenten als Mwachora

en Ndiwenyi, kan negatieve gevolgen hebben voor de overleving van deze boomsoort.

Habitatfragmentatie en geassocieerde randeffecten lijken de meest voor de hand liggende

verklaring te zijn voor de waargenomen variatie, ware het niet dat de twee andere kleine

fragmenten (Fururu en Macha) meer gelijkenis vertonen met de grote fragmenten. Onze

opgemeten omgevingsparameters boden geen verklaring. Andere parameters, zoals de externe

verstoringen (bv. brand), klimatologische en topografische eigenschappen, bodemkenmerken

Samenvatting

53

(bv. pH, dikte van de strooisellaag) bieden mogelijks meer verklaring, maar dienen verder

onderzochte te worden.

Deze masterproef toonde duidelijke verschillen aan in bodemfungi gemeenschap op

fragmentniveau en kan een aanzet zijn tot verder onderzoek betreffende de achterliggende

mechanismen van deze waargenomen variatie. Aangezien deze studie de effecten van de

geïsoleerde bodemfungifungi op X. monospora niet getest heeft, moeten onze conclusies met

een korreltje zout genomen worden. Studies die de pathogeniciteit van deze bodemfungi

testen, worden sterk aangeraden.

Summary

54

8. Summary

The latitudinal biodiversity gradient is one of the most prominent patterns on earth. Finding a

universal explanation for the observed reduction in biodiversity with increasing latitude is a

big challenge among ecologists. Conspecific density or distance dependent mortality (CNDD)

is a possible mechanism to elucidate why hundreds of plant species can coexist on just one

hectare of tropical forest. CNDD refers to a negative correlation between seedling survival

and conspecific (of the same species) seedling density or distance between conspecific

seedlings and their mother trees. An increased competition and accumulation of natural

enemies (herbivores, pathogens) in the neighbourhood of a mother tree is assumed to be the

cause of this negative relationship. Seeds that, with the assistance of (a)biotic dispersal

mechanisms, are distributed away from the mother tree, have a higher chance to survive. The

Janzen-Connell (J-C) hypothesis, independently described by Janzen en Connell, postulates

that CNDD is driven by the accumulation of host specific pathogens (e.g. soil fungi) near the

mother tree. Host specific pathogenic soil fungi can infect seedlings belonging to just one or a

few tree species, thereby lowering the chance of seedling survival of that particular tree-

species. Seedlings of other species can grow in these free spaces, resulting in a coexistence of

seedlings of different species. Therefore we can assume that the amount of coexisting species

rises with the increasing repression of seed germination, seedling recruitment and survival.

The spatial and temporal variation in species composition and activity of soil organisms can

affect the natural dynamics of plant communities, and this can be subscribed to the

interactions between aboveground and belowground communities. The spatial variation of

pathogenic soil fungi related to the tropical tree-species Xymalos monospora, is the focus of

this thesis. The goal was to explain the observed reduction in seed germination, seedling

recruitment and survival of X. monospora near conspecific mother trees by Lehouck et al.

(2009) who assumed that this pattern is caused by the accumulation of host specific,

pathogenic soil fungi near the mother tree.

This study took place in the forest fragments of the Taita Hills (SE Kenya). Small and

strongly disturbed fragments are characterized by the absence of some important seed

dispersers. A lower amount of seeds is taken away from the mother tree, creating an ideal

niche for plant pathogens, such as pathogenic soil fungi. The combination of a high

abundance of these fungi and reduced seed dispersal can have negative consequence for the

survival of X. monospora. Soil samples were taken in the rhizosphere of X. monospora

Summary

55

seedlings, present on different distances upon the mother trees, and this in six different

fragments. The soil samples were plated on an agar media, selective against known

pathogenic fungi (Pythium, Phytophthora, Fusarium and Rhizoctonia), the amount of colonies

(CFU) of the different morphotypes were counted and identified. Furthermore, measurements

of some environmental variables were taken to make a link between the environment and

potential differences in spatial distribution patterns of soil fungi.

We found no evidence to proof the J-C hypothesis. The soil fungi community showed no

variation along a distance gradient away from the mother tree. A possible explanation is the

seasonal or interspecific variation in J-C effects, which can create a mismatch with the

moment of sampling. Besides that, this study showed a strong variation in soil fungi

abundance and composition between the fragments. Two small and strongly disturbed

fragments (Mwachora and Ndiwenyi) showed a difference in pathogenic fungi composition

with the two major fragments (Chawia and Ngangao). The genus Fusarium, known to be

pathogenic against different tropical tree species, was present in Mwachora and Ndiwenyi and

abscent in the big fragments. Instead, Chawia and Ngangao harboured the potential

pathogenic genus Ilyonectria. This genus has been recently identified as pathogenic upon

grapevines, but the effect against tropical tree species is not known yet. The lowered seed

dispersal of X. monospora in small fragments, together with the presence of Fusarium in the

rhizosphere of seedlings in these fragments can have strong negative effects on the survival of

this tree-species. Habitat fragmentation together with edge effects seemed to be the best

explanation, although the two other small fragments (Fururu and Macha) showed more

resemblance with Chawia and Ngangao. In conclusion, other, non-measured factors, such as

the degree of disturbance (e.g. forest fire), soil characteristics (e.g. pH) will explain more of

the observed variation between the fragments.

Further research can give more insight in the factors causing the variation in soil fungi

community among the forest fragments of the Taita Hills. This study didn’t test the effects of

the isolated fungi on X. monospora seedlings, so our conclusions are rather speculative.

Studies that take into account these tests are strongly recommended.

Referenties

56

9. Referenties

Aerts, R., Thijs, K.W., Lehouck, V., Beentje, H., Bytebier, B., Matthysen, E. et al. (2011). Woody plant

communities of isolated Afromontane cloud forests in Taita Hills, Kenya. Plant Ecology, 212,

639-649.

Augspurger, C.K. (1983). Seed dispersal of the tropical tree, Platypodium elegans and the escape of its

seedlings from fungal pathogens. Journal of Ecology, 71, 759-771.

Augspurger, C.K. & Wilkinson, H.T. (2007). Host specificity of pathogenic Pythium species: Implications

for tree species diversity. Biotropica, 39, 702-708.

Bardgett, R.D., Wardle, D.A. & Yeates, G.W. (1998). Linking above-ground and below-ground

interactions: How plant responses to foliar herbivory influence soil organisms. Soil Biology &

Biochemistry, 30, 1867-1878.

Beentje, H. (1988). An ecological and floristic study of the forests of the Taita Hills, Kenya. Utafiti, 1, 23-

66.

Bell, T., Freckleton, R.P. & Lewis, O.T. (2006). Plant pathogens drive density-dependent seedling mortality

in a tropical tree. Ecology Letters, 9, 569-574.

Bender, D.J., Contreras, T.A. & Fahrig, L. (1998). Habitat loss and population decline: A meta-analysis of

the patch size effect. Ecology, 79, 517-533.

Cabral, A., Rego, C., Nascimento, T., Oliveira, H., Groenewald, J.Z. & Crous, P.W. (2012). Multi-gene

analysis and morphology reveal novel Ilyonectria species associated with black foot disease of

grapevines. Fungal Biology, 116, 62-80.

Chen, J.Q., Franklin, J.F. & Spies, T.A. (1993). An empirical model for predicting diurnal air-temperature

gradients from edge into old-growth Douglas-fir forest. Ecological Modelling, 67, 179-198.

Colwell, R. K. (2009). EstimateS: statistical estimation of species richness and shared species from

samples. Version 9.0 (http://viceroy.eeb.uconn.edu/estimates) (10/05/2013).

Comita, L.S., Muller-Landau, H.C., Aguilar, S. & Hubbell, S.P. (2010). Asymmetric Density Dependence

Shapes Species Abundances in a Tropical Tree Community. Science, 329, 330-332.

Connell, J. H. (1971) On the role of natural enemies in preventing competitive exclusion in some marine

animals and in rain forest trees. Dynamics of Population, 298-312.

Cordeiro, N.J. & Howe, H.F. (2003). Forest fragmentation severs mutualism between seed dispersers and

an endemic African tree. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of

America, 100, 14052-14056.

Eisenhauer, N. (2012). Aboveground-belowground interactions as a source of complementarity effects in

biodiversity experiments. Plant and Soil, 351, 1-22.

Fahrig, L. (2003). Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annual Review of Ecology Evolution

and Systematics, 34, 487-515.

Freckleton, R.P. & Lewis, O.T. (2006). Pathogens, density dependence and the coexistence of tropical trees.

Proceedings of the Royal Society B-Biological Sciences, 273, 2909-2916.

http://viceroy.eeb.uconn.edu/estimates

Referenties

57

Gilbert, G.S. (2002). Evolutionary ecology of plant diseases in natural ecosystems. Annual Review of

Phytopathology, 40, 13-43.

Giller, P.S. (1996). The diversity of soil communities, the 'poor man's tropical rainforest'. Biodiversity and

Conservation, 5, 135-168.

Harman, G.E. (2006). Overview of mechanisms and uses of Trichoderma spp. Phytopathology, 96, 190-

194.

Hatcher, M.J., Dick, J.T.A. & Dunn, A.M. (2006). How parasites affect interactions between competitors

and predators. Ecology Letters, 9, 1253-1271.

Hector, A. & Bagchi, R. (2007). Biodiversity and ecosystem multifunctionality. Nature, 448, 188-U186.

Hill, J.L. & Curran, P.J. (2001). Species composition in fragmented forests: conservation implications of

changing forest area. Applied Geography, 21, 157-174.

Hillebrand, H. (2004). On the generality of the latitudinal diversity gradient. American Naturalist, 163, 192-

211.

Hoff, J.A., Klopfenstein, N.B., McDonald, G.I., Tonn, J.R., Kim, M.S., Zambino, P.J. et al. (2004). Fungal

endophytes in woody roots of Douglas-fir (Pseudotsuga menziesii) and ponderosa pine (Pinus

ponderosa). Forest Pathology, 34, 255-271.

Hooper, D.U., Chapin, F.S., Ewel, J.J., Hector, A., Inchausti, P., Lavorel, S. et al. (2005). Effects of

biodiversity on ecosystem functioning: A consensus of current knowledge. Ecological

Monographs, 75, 3-35.

Howe, H.F. & Smallwood, J. (1982). Ecology of seed dispersal. Annual Review of Ecology and Systematics,

13, 201-228.

Hubbell, S.P. (1980). Seed predation and the coexistence of tree species in tropical forests. Oikos, 35, 214-

229.

Hyatt, L.A., Rosenberg, M.S., Howard, T.G., Bole, G., Fang, W., Anastasia, J. et al. (2003). The distance

dependence prediction of the Janzen-Connell hypothesis: a meta-analysis. Oikos, 103, 590-602.

Ingle, R.A., Carstens, M. & Denby, K.J. (2006). PAMP recognition and the plant-pathogen arms race.

Bioessays, 28, 880-889.

Janzen, D.H. (1970). Herbivores and the number of tree species in tropical forests. American Naturalist,

104, 501.

Jeffers, S.N. & Martin, S.B. (1986). Comparison of two selective media selective for Phytophthora and

Pythium. Plant Disease, 70, 1030-1043.

John, R.P., Tyagi, R.D., Prevost, D., Brar, S.K., Pouleur, S. & Surampalli, R.Y. (2010). Mycoparasitic

Trichoderma viride as a biocontrol agent against Fusarium oxysporum f. sp adzuki and Pythium

arrhenomanes and as a growth promoter of soybean. Crop Protection, 29, 1452-1459.

Johnson, D.J., Beaulieu, W.T., Bever, J.D. & Clay, K. (2012). Conspecific Negative Density Dependence

and Forest Diversity. Science, 336, 904-907.

Jost, L. (2006). Entropy and diversity. Oikos, 113, 363-375.

Referenties

58

Klironomos, J.N. (2002). Feedback with soil biota contributes to plant rarity and invasiveness in

communities. Nature, 417, 67-70.

Ko, W. & Hora, F.K. (1971). A selective medium for the quantitative determination of Rhizoctonia solani

in soil. Phytopathology, 61, 707-710.

Koh, L.P., Dunn, R.R., Sodhi, N.S., Colwell, R.K., Proctor, H.C. & Smith, V.S. (2004). Species

coextinctions and the biodiversity crisis. Science, 305, 1632-1634.

Komada, H. (1975). Development of a selective medium for quantitative isolation of Fusarium oxysporum

from natural soils. Plant Protection Research, 8, 114-125.

Kourtev, P.S., Ehrenfeld, J.G. & Haggblom, M. (2002). Exotic plant species alter the microbial community

structure and function in the soil. Ecology, 83, 3152-3166.

Kruess, A. & Tscharntke, T. (1994). Habitat fragmentation, species loss and biological control. Science,

264, 1581-1584.

Lehouck, V., Spanhove, T., Colson, L., Adringa-Davis, A., Cordeiro, N.J. & Lens, L. (2009a). Habitat

disturbance reduces seed dispersal of a forest interior tree in a fragmented African cloud forest.

Oikos, 118, 1023-1034.

Lehouck, V., Spanhove, T., Demeter, S., Groot, N.E. & Lens, L. (2009b). Complementary seed dispersal by

three avian frugivores in a fragmented Afromontane forest. Journal of Vegetation Science, 20,

1110-1120.

Lehouck, V., Spanhove, T., Gonsamo, A., Cordeiro, N. & Lens, L. (2009c). Spatial and temporal effects on

recruitment of an Afromontane forest tree in a threatened fragmented ecosystem. Biological

Conservation, 142, 518-528.

Lehouck, V., Spanhove, T. & Lens, L. (2011). Avian fruit ingestion differentially facilitates seed

germination of four fleshy-fruited plant species of an Afrotropical forest. Plant Ecology and

Evolution, 144, 96-100.

Leigh, E.G., Davidar, P., Dick, C.W., Puyravaud, J.P., Terborgh, J., ter Steege, H. et al. (2004). Why do

some tropical forests have so many species of trees? Biotropica, 36, 447-473.

Lewis, O.T. (2010). Ecology: close relatives are bad news. Nature, 466, 698-699.

Lin, L.X., Comita, L.S., Zheng, Z. & Cao, M. (2012). Seasonal differentiation in density-dependent

seedling survival in a tropical rain forest. Journal of Ecology, 100, 905-914.

Loreau, M. (2010). Linking biodiversity and ecosystems: towards a unifying ecological theory.

Philosophical Transactions of the Royal Society B-Biological Sciences, 365, 49-60.

Lovett, J.C. (1996). Elevational and latitudinal changes in tree associations and diversity in the Eastern Arc

mountains of Tanzania. Journal of Tropical Ecology, 12, 629-650.

Machon, P., Pajares, J.A., Diez, J.J. & Alves-Santos, F.M. (2009). Influence of the ectomycorrhizal fungus

Laccaria laccata on pre-emergence, post-emergence and late damping-off by Fusarium oxysporum

and F. verticillioides on Stone pine seedlings. Symbiosis, 49, 101-109.

Malmivaara-Lamsa, M., Hamberg, L., Haapamaki, E., Liski, J., Kotze, D.J., Lehvavirta, S. et al. (2008).

Edge effects and trampling in boreal urban forest fragments - impacts on the soil microbial

community. Soil Biology & Biochemistry, 40, 1612-1621.

Referenties

59

Mangan, S.A., Schnitzer, S.A., Herre, E.A., Mack, K.M.L., Valencia, M.C., Sanchez, E.I. et al. (2010).

Negative plant-soil feedback predicts tree-species relative abundance in a tropical forest. Nature,

466, 752-U710.

Mantyka-Pringle, C.S., Martin, T.G. & Rhodes, J.R. (2012). Interactions between climate and habitat loss

effects on biodiversity: a systematic review and meta-analysis. Global Change Biology, 18, 1239-

1252.

Maor, R. & Shirasu, K. (2005). The arms race continues: battle strategies between plants and fungal

pathogens. Current Opinion in Microbiology, 8, 399-404.

Matthesius A. (2006) Testing the Janzen-Connell model for species diversity in a west African montane

forest. Department of Plant Ecology, Canterbury University, 1-131.

McCallum, H. & Dobson, A. (2002). Disease, habitat fragmentation and conservation. Proceedings of the

Royal Society B-Biological Sciences, 269, 2041-2049.

McMullan-Fisher, S.J.M., May, T.W., Robinson, R.M., Bell, T.L., Lebel, T., Catcheside, P. et al. (2011).

Fungi and fire in Australian ecosystems: a review of current knowledge, management implications

and future directions. Australian Journal of Botany, 59, 70-90.

Meinzer, F.C., Andrade, J.L., Goldstein, G., Holbrook, N.M., Cavelier, J. & Wright, S.J. (1999).

Partitioning of soil water among canopy trees in a seasonally dry tropical forest. Oecologia, 121,

293-301.

Meyer, W. & Gams, W. (2003). Delimitation of Umbelopsis (Mucorales, Umbelopsidaceae fam. nov.)

based on ITS sequence and RFLP data. Mycological Research, 107, 339-350.

Mittelbach, G.G., Schemske, D.W., Cornell, H.V., Allen, A.P., Brown, J.M., Bush, M.B. et al. (2007).

Evolution and the latitudinal diversity gradient: speciation, extinction and biogeography. Ecology

Letters, 10, 315-331.

Mordecai, E.A. (2011). Pathogen impacts on plant communities: unifying theory, concepts, and empirical

work. Ecological Monographs, 81, 429-441.

Mori, A.S., Furukawa, T. & Sasaki, T. (2013). Response diversity determines the resilience of ecosystems

to environmental change. Biological Reviews, 88, 349-364.

Morris, R.J. (2010). Anthropogenic impacts on tropical forest biodiversity: a network structure and

ecosystem functioning perspective. Philosophical Transactions of the Royal Society B-Biological

Sciences, 365, 3709-3718.

Myers, N., Mittermeier, R.A., Mittermeier, C.G., da Fonseca, G.A.B. & Kent, J. (2000). Biodiversity

hotspots for conservation priorities. Nature, 403, 853-858.

Nathan, R. & Casagrandi, R. (2004). A simple mechanistic model of seed dispersal, predation and plant

establishment: Janzen-Connell and beyond. Journal of Ecology, 92, 733-746.

Nicoletti, R., De Stefano, M., De Stefano, S., Trincone, A. & Marziano, F. (2004). Antagonism against

Rhizoctonia solani and fungitoxic metabolite production by some Penicillium isolates.

Mycopathologia, 158, 465-474.

Packer, A. & Clay, K. (2000). Soil pathogens and spatial patterns of seedling mortality in a temperate tree.

Nature, 404, 278-281.

Palmer, M.W. (1994). Variation in species richness – towards a unification of hypotheses. Folia

Geobotanica & Phytotaxonomica, 29, 511-530.

Referenties

60

Pellikka, P.K.E., Lotjonen, M., Sijander, M. & Lens, L. (2009). Airborne remote sensing of spatiotemporal

change (1955-2004) in indigenous and exotic forest cover in the Taita Hills, Kenya. International

Journal of Applied Earth Observation and Geoinformation, 11, 221-232.

Reaves, J.L., Shaw, C.G. & Mayfield, J.E. (1990). The effects of Trichoderma spp isolated from burned and

nonburned forest soils on the growth and development of Armillaria ostoyae in culture. Northwest

Science, 64, 39-44.

Schemske, D.W., Mittelbach, G.G., Cornell, H.V., Sobel, J.M. & Roy, K. (2009). Is There a Latitudinal

Gradient in the Importance of Biotic Interactions? Annual Review of Ecology Evolution and

Systematics, 40, 245-269.

Schoch, C.L., Seifert, K.A., Huhndorf, S., Robert, V., Spouge, J.L., Levesque, C.A. et al. (2012). Nuclear

ribosomal internal transcribed spacer (ITS) region as a universal DNA barcode marker for Fungi.

Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 109, 6241-

6246.

Schupp, E.W. (1992). The Janzen-Connell model for tropical tree diversity – population implications and

the importance of special scale. American Naturalist, 140, 526-530.

Sharma, G.D. (1981). Effect of fire on soil-microorganisms in a Meghalaya pine forest. Folia

Microbiologica, 26, 321-327.

Stendell, E.R., Horton, T.R. & Bruns, T.D. (1999). Early effects of prescribed fire on the structure of the

ectomycorrhizal fungus community in a Sierra Nevada ponderosa pine forest. Mycological

Research, 103, 1353-1359.

Swamy, V. (2008). Fruit to sapling: an ontogenetically integrated study of tree recruitment in an Amazonian

rainforest. Department of Environment, Duke University, 1-172.

Terborgh, J. (2012). Enemies Maintain Hyperdiverse Tropical Forests. American Naturalist, 179, 303-314.

Terborgh, J., Nunez-Iturri, G., Pitman, N.C.A., Valverde, F.H.C., Alvarez, P., Swamy, V. et al. (2008). Tree

recruitment in an empty forest. Ecology, 89, 1757-1768.

Thompson, S., Alvarez-Loayza, P., Terborgh, J. & Katul, G. (2010). The effects of plant pathogens on tree

recruitment in the Western Amazon under a projected future climate: a dynamical systems

analysis. Journal of Ecology, 98, 1434-1446.

Tylianakis, J.M., Didham, R.K., Bascompte, J. & Wardle, D.A. (2008). Global change and species

interactions in terrestrial ecosystems. Ecology Letters, 11, 1351-1363.

Urbez-Torres, J.R., Peduto, F. & Gubler, W.D. (2012). First Report of Ilyonectria macrodidyma Causing

Root Rot of Olive Trees (Olea europaea) in California. Plant Disease, 96, 1378-1378.

van der Heijden, M.G.A., Bardgett, R.D. & van Straalen, N.M. (2008). The unseen majority: soil microbes

as drivers of plant diversity and productivity in terrestrial ecosystems. Ecology Letters, 11, 296-

310.

van der Putten, W.H., Bardgett, R.D., Bever, J.D., Bezemer, T.M., Casper, B.B., Fukami, T. et al. (2013).

Plant-soil feedbacks: the past, the present and future challenges. Journal of Ecology, 101, 265-276.

van der Putten, W.H., Bardgett, R.D., de Ruiter, P.C., Hol, W.H.G., Meyer, K.M., Bezemer, T.M. et al.

(2009). Empirical and theoretical challenges in aboveground-belowground ecology. Oecologia,

161, 1-14.

Referenties

61

Vitale, A., Aiello, D., Guarnaccia, V., Perrone, G., Stea, G. & Polizzi, G. (2012). First Report of Root Rot

Caused by Ilyonectria (=Neonectria) macrodidyma on Avocado (Persea americana) in Italy.

Journal of Phytopathology, 160, 156-159.

Vogeli, M., Lemus, J.A., Serrano, D., Blanco, G. & Tella, J.L. (2011). An island paradigm on the mainland:

host population fragmentation impairs the community of avian pathogens. Proceedings of the

Royal Society B-Biological Sciences, 278, 2668-2676.

Wardle, D.A., Bardgett, R.D., Klironomos, J.N., Setala, H., van der Putten, W.H. & Wall, D.H. (2004).

Ecological linkages between aboveground and belowground biota. Science, 304, 1629-1633.

Willig, M.R., Kaufman, D.M. & Stevens, R.D. (2003). Latitudinal gradients of biodiversity: Pattern,

process, scale, and synthesis. Annual Review of Ecology Evolution and Systematics, 34, 273-309.

Wright, S.J. (2002). Plant diversity in tropical forests: a review of mechanisms of species coexistence.

Oecologia, 130, 1-14.

Yamaji, K., Fukushi, Y., Hashidoko, Y. & Tahara, S. (2005). Penicillium frequentans isolated from Picea

glehnii seedling roots as a possible biological control agent against damping-off. Ecological

Research, 20, 103-107.

Yamaji, K., Fukushi, Y., Hashidoko, Y., Yoshida, T. & Tahara, S. (2001). Penicillium fungi from Picea

glehnii seeds protect the seedlings from damping-off. New Phytologist, 152, 521-531.

Young, A., Boyle, T. & Brown, T. (1996). The population genetic consequences of habitat fragmentation

for plants. Trends in Ecology & Evolution, 11, 413-418.

Bijlagen

62

10. Bijlagen

Bijlage 1

Resultaten van de nearest neighbour analyse (ArcGIS), waarbij het ruimtelijk

distributiepatroon van adulte X. monospora bomen werd nagegaan op plotniveau. Indien de

nearest neighbour ratio (R-waarde) significant verschillend is van 1 (p < 0.05) is het

distributiepatroon van de X. monospora adulten binnen eenzelfde plot niet random, maar

verspreid (R > 1) of geaggregeerd (R < 1).

Plot R-waarde p-waarde Distributiepatroon

Cha1 1.32 0.02 Verspreid






Fur1 2.15 0.00 Verspreid



Fur4 1.35 0.25 Random

Mac1 1.93 0.00 Verspreid

Mac2 1.58 0.01 Verspreid

Mac3 1.14 0.39 Random

Mwa1 1.65 0.0 Verspreid

Mwa2 2.70 0.00 Verspreid

Mwa3 1.70 0.06 Random

Ndi1 1.18 0.49 Random



Nga1 1.61 0.00 Verspreid



Bijlagen

63

Bijlage 2

Kaartjes met de ligging van de plots in elk bosfragment alsook de ligging van X. monospora

adulten en zaailingen en elke plot.

Bosfragment Chawia

Bijlagen

64

Bosfragment Fururu

Bijlagen

65

Bosfragment Macha

Bijlagen

66

Bosfragment Mwachora

Bijlagen

67

Bosfragment Ndiwenyi

Bijlagen

68

Bosfragment Ngangao

Bijlagen

69

Bijlage 3

Macroscopische foto’s van de habitus van de geïsoleerde bodemfungi morfotypes.

Mortierella (Zygomycota)

Het genus Mortierella wordt gekenmerkt door de vorming van snelgroeiende, wit tot witgrijze

kolonies, met kleine sporangia, aanwezig op enkelvoudige of vertakte sporangioforen. De

kolonies vertonen een typisch gelobde (rozetvormige) groei.

Mortierella spp. 1

Bijlagen

70

Mortierella spp. 2

Bijlagen

71

Mortierella spp. 3

Bijlagen

72

Mortierella spp. 4

Bijlagen

73

Mortierella spp. 5

Bijlagen

74

Mucor (Zygomycota)

Het genus Mucor wordt gekenmerkt door de vorming van snelgroeiende, witachtig tot

geelgekleurde kolonies met sferische, zwartgrijze sporangia, aanwezig op opgerichte,

enkelvoudige of vertakte sporangioforen en goed ontwikkelde columnella.

Mucor fragilis

De globulaire sporangia, aanwezig op opgerichte sporangioforen (vergroting 5x).

Bijlagen

75

Trichosporon (Basidiomycota)

Het genus Trichosporon vertoont morfologisch gezien sterke gelijkenissen met gist soorten.

Trichosporon porosum

Penicillium (Ascocmycota)

Penicillium vancouverensis

Bijlagen

76

Trichoderma (Ascomycota)

Trichoderma harzianum

Trichoderma spirale

Bijlagen

77

Ilyonectria/Cylindrocarpon (Ascomycota)

Ilyonectria radicicola

Cylindrocarpon spp.

Bijlagen

78

Fusarium (Ascomycota)

Fusarium oxysporum (1)


Bijlagen

79

Fusarium spp.

Fusarium lateritium

Bijlagen

80


Fusarium culmorum

Bijlagen

81

Bijlage 4

PCR resultaten: de verkregen amplicons vertonen, met uitzondering van één amplicon (geen

fungi), zoals verwacht een lengte van ongeveer 600 bp. Dit is de lengte van de gewenste ITS-

sequenties. In sommige rijen zijn geen bandjes waar te nemen en dit kan verschillende

oorzaken hebben, zoals de afwezigheid van DNA of interferentie van de PCR reactie door

bepaalde substanties (bv.: agar).

Bijlagen

82

Bijlage 5

Codes in R (versie 2.15)

4.1. Ruimtelijke distributie van X. monospora

Vergelijking van opgemeten parameters tussen de zes bezochte bosfragmenten onderling.

1e stap: nagaan van voorwaarden tot uitvoeren van ANOVA

- Nagaan van normaliteit van data

Shapiro-Wilk normality test

(shapiro.test(variabele))

H0: data is normaal verdeeld

p > 0.05: data is normaal verdeeld

- Nagaan van afwezigheid van correlatie tussen gemiddelde en variantie

Correlatie test

(cor(gem,var))

cor > 0.08: sterke correlatie tussen gemiddelde en variantie

- Nagaan van homogeniteit van varianties

Levene test

H0: varianties zijn homogeen

p > 0.05: varianties zijn homogeen

2e stap: uitvoeren van ANOVA (voorwaarden voldaan) of Kruskal-Wallis test (voorwaarden

niet voldaan)

Graad van kroonbedekking (%)

>library(nlme)

>lme1=lme(Canopy~fragment, random=~1|Plot)

>anova(lme1)

numDF denDF F-value p-value

(Intercept) 1 44 27772.675 <.0001

Fragment 5 16 5.934 0.0027

Bijlagen

83

Densiteit aan adulte bomen (X. monospora en andere boomsoorten)

>x=aov(log.densiteitadult~fragment)

>anova(x)

Analysis of Variance Table

Response: log.densiteitadult

Df Sum Sq Mean Sq F value Pr(>F)

Fragment 5 1.6861 0.33721 2.5323 0.07822

Residuals 14 1.8643 0.13317

Densiteit aan adulte X. monospora bomen

>x=aov(log.densiteitxym~fragment)

>anova(x)


Response: log.densiteitxym


Fragment 5 1.6655 0.33311 0.7572 0.5933

Residuals 16 7.0384 0.43990

Relatieve densiteit aan adulte X. monospora bomen

>x=aov(relatievedensiteitxym~fragment)

>anova(x)


Response: relatievedensiteitxym


Plot 5 0.038122 0.0076243 0.463 0.7974

Residuals 14 0.230533 0.0164667

Relatieve dominantie aan adulte X. monospora bomen

>x=aov(relatievedominantiexym~fragment)

>anova(x)


Response: relatievedominantiexym

Bijlagen

84


Fragment 5 0.07779 0.015558 0.237 0.9396

Residuals 14 0.91887 0.065633

Diameter van adulte X. monospora bomen (cm)

>kruskal.test(diameter~fragment)

Kruskal-Wallis rank sum test

Data: diameter by fragment

Kruskal-Wallis chi-squared = 22.821, df = 5, p-value = 0.0003652

Densiteit aan X. monospora zaailingen

>x=aov(log.densiteitzaailing~Fragment)

>anova(x)


Response: log.densiteitzaailing


Fragment 5 1.5037 0.30075 0.3406 0.8798

Residuals 14 12.3604 0.88289

Lengte X. monospora zaailingen

Kruskal-Wallis rank sum test

Data: log.lengte by fragment

Kruskal-Wallis chi-squared = 43.3142, df = 5, p-value = 3.191e-08

Afstand tussen zaailing en dichtstbijzijnde moederboom

>library(nlme)

>lme1=lme(log~Fragment, random=~1|Plot)

>anova(lme1)


(Intercept) 1 486 220.9911 <.0001

Fragment 5 15 0.6831 0.6433

Bijlagen

85

4.2. Ruimtelijke distributie van bodemfungi gemeenschap

4.2.2. Gemeenschapsanalyse

Vergelijking van CFU tussen de zes bezochte bosfragmenten onderling.

Fungi morfotypes met potentieel effect (groep 1 en 2)

Cylindrocarpon

>Cylindr4=Cylindr^0.25

>lme3=lme(Cylindr4~Fragment, random=~1|Plot)

>anova(lme3)


(Intercept) 1 133 15.79062 1e-04

Fragment 5 14 12.42874 1e-04

Fusarium

>Fus4=Fus^0.25

>lme2=lme(Fus4~Fragment, random=~1|Plot)

>anova(lme2)


(Intercept) 1 133 148.12666 <.0001

Fragment 5 14 52.35896 <.0001

Ilyonectria

>Ilyon4=Ilyon^0.25

>lme1=lme(Ilyon4~Fragment, random=~1|Plot)

>anova(lme1)


(Intercept) 1 133 413.4101 <.0001

Fragment 5 14 27.1301 <.0001

Bijlagen

86

Penicillium

>Pen4=Pen^0.25

>lme4=lme(Pen4~Fragment, random=~1|Plot)

>anova(lme4)


(Intercept) 1 130 82.20664 <.0001

Fragment 5 14 1.70412 0.1984

Trichoderma

>Trichod4=Trichod^0.25

>lme5=lme(Trichod4~Fragment, random=~1|Plot)

>anova(lme5)


(Intercept) 1 130 126.0504 <.0001

Fragment 5 14 0.6260 0.6829

Umbelopsis

> Umbel4=Umbel^0.25

> lme6=lme(Umbel4~Fragment, random=~1|Plot)

> anova(lme6)


(Intercept) 1 130 142.28040 <.0001

Fragment 5 14 3.49475 0.0294

Fungi morfotypes zonder gekend effect (groep 3)

>G_effect4=G_effect^0.25

>lme7=lme(G_effect~Fragment, random=~1|Plot)

>anova(lme7)


(Intercept) 1 138 2934.0102 <.0001

Fragment 5 14 5.4042 0.0056

Bijlagen

87

4.2.3. Verband X. monospora en bodemfungi distributie (PCA analyse)

Fungi morfotypes met potentieel effect

>effect4=alles^0.25

>y=rda(effect4)

>summary(y)

>plot(y)

>x=envfit(y,omgeving)

>plot(x)

Explained variation:

PC1 PC2 r2 Pr(>r)

Canopy -0.031442 0.999506 0.0110 0.451

DensZ 0.626235 0.779634 0.0873 0.001 ***

RDensA 0.887884 0.460068 0.0601 0.012 *

Afstand -0.996360 0.085246 0.0339 0.079

LengteZ -0.623342 -0.781949 0.0690 0.007 **

DiamA -0.310748 0.950492 0.0430 0.041 *

Importance of components:

PC1 PC2 PC3 PC4 PC5 PC6 PC7

Eigenvalue 4.0803 1.4223 0.9544 0.60991 0.37712 0.16891 0.10724

Proportion Explained 0.5103 0.1779 0.1194 0.07628 0.04717 0.02113 0.01341

Cumulative Proportion 0.5103 0.6882 0.8076 0.88388 0.93105 0.95217 0.96558

PC8 PC9 PC10 PC11 PC12

Eigenvalue 0.08819 0.08023 0.04973 0.03847 0.01854

Proportion Explained 0.01103 0.01004 0.00622 0.00481 0.00232

Cumulative Proportion 0.97661 0.98665 0.99287 0.99768 1.00000

Bijlagen

88

Fungi morfotypes zonder gekend effect (groep 3)

>alles4=alles^0.25

>y=rda(alles4)

>summary(y)

>plot(y)

>x=envfit(y,omgeving)

>plot(x)

Explained variation:

PC1 PC2 r2 Pr(>r)

Canopy -0.74409 -0.66808 0.0172 0.276

DensZ 0.46491 -0.88536 0.0358 0.086

RDensA 0.41191 -0.91123 0.0562 0.014 *

Afstand -0.23856 0.97113 0.0413 0.049 *

LengteZ -0.96003 0.27989 0.0270 0.138

DiamA 0.31760 0.94822 0.0273 0.149

Importance of components:


Eigenvalue 5.6895 3.5553 2.8830 2.0356 1.28007 0.84587 0.63808




Eigenvalue 0.51316 0.44859 0.34248 0.2568 0.18578 0.13871 0.10013



PC15 PC16 PC17 PC18 PC19

Eigenvalue 0.08010 0.07415 0.04593 0.03771 0.01500

Proportion Explained 0.00418 0.00387 0.00240 0.00197 0.00078

Cumulative Proportion 0.99098 0.99485 0.99725 0.99922 1.00000

Ruimtelijke distributie van bodemfungi: evidentie voor de...

Documents

Transcript of Ruimtelijke distributie van bodemfungi: evidentie voor de...