Première partie * Introduction

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Première partie

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Introduction

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Chapitre 1 Introduction générale 1.1 Contexte Les attributs du paysage influencent la dynamique des populations d'Insectes et influent sur leurs interactions biotiques. La composition du paysage et la connectivité des habitats sont des facteurs qui expliquent la différence dans les processus biologiques au sein des communautés d'Insectes (With, 2004; Heisswolf et al., 2009). En guise d’illustration, Heisswolf et al. (2009) ont observé que la densité de population du coléoptère Cassida canaliculata Laich. (Coleoptera: Chrysomelidae) est positivement corrélée à la densité de sa plante hôte Salvia pratensis dans le paysage. Les Insectes se déplacent entre les patchs pour satisfaire leurs besoins en ressources, entre autres, pour rencontrer leurs plantes ou Insectes hôtes ainsi que leurs partenaires (Schellhorn et al., 2014). Cependant, leur capacité à passer d'un patch à un autre dépend des caractéristiques biophysiques de la matrice environnant leur habitat (Dunning et al., 1992). Dans certains cas, l’on a montré que cette matrice se comporte comme une barrière ou un filtre aux Insectes se dispersant dans le paysage (Ricketts, 2001; Cronin, 2003). Un tel effet a été observé par Cronin (2003) qui a noté qu’un habitat composé de vasières était plus résistant au déplacement d'Anagrus columbi Perkins (Hymenoptera: Mymaridae), un Parasitoïde d'œufs de Prokelisia crocea (Van Duzee) (Hemiptera: Delphacidae) qu’une végétation composée de l'herbe envahissante Bromus inermis ou un mélange d'espèces d'herbes indigènes.

-3Dans les paysages agricoles, on a également signalé que la matrice d'un habitat peut fournir diverses ressources, par exemple le nectar, le pollen, des Insectes hôtes alternatifs ou un abri contre les perturbations, ressources qui améliorent la survie des Parasitoïdes et la lutte contre les Insectes ravageurs dans les agroécosystèmes voisins (Thies & Tscharntke, 1999; Bianchi et al., 2006; Zhao et al., 2013; van Rijn & Wäckers, 2015). Pour illustration, Thies & Tscharntke (1999) ont observé des taux élevés de parasitisme du coléoptère Meligethes aeneus (Coleoptera: Nitidulidae) sur Brassica napus L. le long des vieilles jachères suggérant que ce type de végétation a favorisé l’accroissement de la population des Parasitoïdes. Enfin, le contexte paysager n'affecte pas toutes les espèces d'Insectes de la même manière (Kruess & Tscharntke, 1994, Zabel & Tscharntke, 1998) et cette différence est susceptible d'affecter les interactions hôte-parasitoïde (Roland & Taylor, 1997, van Nouhuys, 2005). Par exemple, en comparant l’abondance de la punaise du haricot Riptortus pedestris (Hemiptera: Alydidae) et celle de son Parasitoïde Ooencyrtus nezarae (Hymenoptera: Encyrtidae) entre la lisière de la forêt et les champs de soja, Tabuchi et al. (2014) ont constaté que l'abondance de O. nezarae était plus faible dans les champs de soja que dans la lisière de la forêt comparativement à R. pedestris. Cette différence a été attribuée aux capacités de dispersion différentes et à la réponse respective des espèces à la structure du paysage. 1.2 Enoncé du problème La zone de forêt tropicale humide en RD Congo est soumise à une anthropisation accélérée ces dernières années (de Wasseige et al., 2008; Bamba, 2008; Tchatchou et al., 2015). Cette modification altère la composition de la végétation originelle par l’expansion des graminées sauvages (Nshimba, 2008; Bamba et al., 2008; de Wasseige et al., 2009) dont certaines sont hôtes des Lépidoptères Foreurs de céréales (Ndemah, 1999). Etant donné que les Insectes

-4phytophages réagissent à la répartition spatiale de leurs ressources végétales (With, 2004; Heisswolf et al., 2009), l’on peut s’attendre à ce que les Lépidoptères Foreurs du maïs se dispersent avec leurs plantes hôtes vers de nouvelles zones de culture et influencent le niveau des infestations dans les agroécosystèmes (Midega et al., 2014). Cependant, nombre d’études indiquent que les Insectes de troisième niveau trophique ont tendance à avoir des capacités de dispersion limitées (Zabel & Tscharntke, 1998; Tscharntke et al., 2005). Cette dispersion inégale est susceptible d'affecter les interactions entre les Insectes phytophages et leurs ennemis naturels (Roland & Taylor, 1997; van Nouhuys, 2005). Les différents mécanismes évoqués précédemment suggèrent que les changements que subissent la structure et la composition d'un paysage agricole couplés aux traits spécifiques des espèces sont susceptibles d'influencer le contrôle biologique des Insectes ravageurs des cultures (Blitzer et al., 2012; Tscharntke et al., 2012). Par conséquent, l’expansion des graminées sauvages dans la forêt tropicale humide soulève une question importante quant à ses effets sur la chronologie de la propagation des Lépidoptères Foreurs du maïs et des Parasitoïdes associés et les effets de cette propagation sur le contrôle biologique des Foreurs dans les agroécosystèmes. Les conséquences de ces changements restent imprévisibles du fait de la limitation de nos connaissances sur l’écologie des communautés d’Insectes (van Nouhuys, 2005; Tscharntke et al., 2012). 1.3 Justification Face aux risques sanitaires et environnementaux et aux problèmes économiques que présente l’utilisation des insecticides chimiques, il est nécessaire de développer des stratégies de lutte moins coûteuses et plus respectueuses de l’environnement. Notre étude se propose de décrire le fonctionnement de la communauté de Lépidoptères Foreurs des graminées et leurs Parasitoïdes

-5dans un contexte d’anthropisation de la forêt tropicale humide. Les résultats obtenus ouvriront la voie à la mise en place d’une stratégie de lutte durable basée sur la connaissance des mécanismes d’interactions entre les Lépidoptères Foreurs des céréales, leurs Parasitoïdes et les plantes hôtes sauvages et cultivées. 1.4 Questions de recherche Les recherches sur les Lépidoptères Foreurs du maïs ont été très actives en Afrique de l’ouest et en Afrique de l’est et Australe (Kfir et al., 2002). En Afrique Centrale, par contre, l’on ne dispose que de peu d’informations, particulièrement dans la zone forestière, sur la diversité des Foreurs, celle de leurs Parasitoïdes et les relations trophiques existant entre ces deux communautés (PNM, 1973; Loma & Macaron 1985; Bosque-Pérez & Mareck, 1990; Ndemah et al, 2001; Ndemah et al, 2002). Par ailleurs, l’anthropisation en cours soulève un questionnement quant à son impact sur l’infestation des agroécosystèmes par les Lépidoptères Foreurs du maïs et le contrôle de ce derniers par leurs Parasitoïdes. Etant donné que les dégâts observés dans les parcelles cultivées sont causés par des Insectes qui proviennent des habitats sauvages (Wissinger, 1997; Denys & Tscharntke, 2002; Marshall, 2004), nous avons formulé quatre questions pour orienter notre recherche: 1) Quelle est la composition des populations de Foreurs sur le maïs et deux graminées hôtes sauvages (Pennisetum purpureum Moench et Megathrysus maximus) dans leur rôle comme réservoir potentiel des Insectes qui infestent les agroécosystèmes, d’une part, et quel est le patron des fluctuations spatio-temporelles des espèces sur le maïs, d’autre part ? 2) Quelle est la diversité des Lépidoptères Foreurs et des Parasitoïdes associés sur le maïs et les graminées hôtes sauvages dans la région Guineo-Congolienne en RD Congo?

-63) Quel est l’effet de l’anthropisation de la forêt tropicale humide sur le de parasitisme des œufs des Lépidoptères Foreurs du maïs de la famille des Noctuidae? 4) Comment répondent les Lépidoptères Foreurs et les Parasitoïdes associés à l’expansion des graminées sauvages dans la zone forestière de la RD Congo et quel est l’effet de ces réponses sur le contrôle biologique par conservation des Foreurs dans les agroécosystèmes? 1.5 Hypothèses 1.5.1 Hypothèse générale Il est attendu que le rapide développement de la culture du maïs en zone forestière se traduise dans un premier temps par un faible potentiel de contrôle biologique naturel des Lépidoptères Foreurs sur le maïs, ceci étant une conséquence de la rapide dispersion des ravageurs qui échappent ainsi à leurs ennemis naturels (Visser et al. 2009), puis par une amélioration de ce potentiel en relation avec une accentuation de l’anthropisation permettant la colonisation des zones forestières par des habitats riches en graminées sauvages et leurs communautés de Foreurs et de Parasitoïdes associés. 1.5.2 Hypothèses spécifiques Quatre hypothèses ont été proposées comme réponses provisoires aux questions posées: Hypothèse 1: les graminées sauvages n’influenceraient pas l’infestation des agroécosystèmes par les Foreurs et les densités de population sur le maïs fluctueraient indépendamment de la saison, du lieu de récolte et du stade de développement de la culture;

-7Hypothèse 2: la diversité des Foreurs des graminées et celle des Parasitoïdes associés dans la zone forestière de la RD Congo seraient similaires à celle observées dans d’autres régions d’Afrique sub-saharienne; Hypothèse 3: le parasitisme des œufs de Foreurs de la Famille des Noctuidae sur le maïs diminuerait avec l’accroissement de l’intensité de l’anthropisation de la forêt tropicale humide; Hypothèse 4: le parasitage des chenilles et chrysalides et, partant, leurs densités de population sur les plantes hôtes seraient indépendants de l’abondance des graminées sauvages dans le paysage. 1.6 Objectifs 1.6.1 Objectif général Cette étude a eu pour objectif global d’évaluer la réponse des Foreurs du maïs et

des

Parasitoïdes associés à l’expansion des habitats riches en graminées sauvages dans la forêt humide de Kisangani, d’une part, et la conséquence de ces réponses pour le contrôle biologique des Foreurs dans les agroécosystèmes. 1.6.2 Objectifs spécifiques 1º. Cataloguer les espèces de Lépidoptères Foreurs sur le maïs et sur deux espèces de graminées sauvages connues comme hôtes (Panicum maximum Stapf et Pennisetum purpureum Schumach.) (Matama-Kauma et al., 2006; Ndemah et al., 2001a, b) dans leur rôle en tant que réservoir potentiel et décrire leur dynamique spatio-temporelle sur le maïs dans la région de Kisangani;

-82º. Décrire la diversité des Lépidoptères Foreurs et des Parasitoïdes associés sur le maïs et dans les habitats sauvages dans la région d’endémisme Guineo-Congolienne en R.D. Congo et la comparer à celle des régions voisines; 3º. Evaluer l’effet de l’anthropisation de la forêt sur le parasitisme des œufs des Foreurs de la Famille des Noctuidae sur le maïs; 4º. Evaluer l’efficacité des Parasitoïdes des chenilles et chrysalides sur un gradient d’abondance des graminées sauvages dans le paysage. 1.7 Plan de la dissertation Cette dissertation compte neuf chapitres dont quatre rendent compte des résultats obtenus et qui ont été publiés comme articles scientifiques dans des journaux spécialisés. Ainsi, elle est constituée de : 

un premier chapitre qui donne une vue d’ensemble de la thèse. Il définit aussi les hypothèses et les objectifs de la recherche;

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un deuxième chapitre qui est une révue de la littérature. Il décrit les relations entre les changements globaux, les Insectes phytophages et leurs ennemis naturels;

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un troisième chapitre qui présente le matériel et les méthodes utilisées pour récolter et analyser les données;

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un quatrième chapitre qui présente les résultats de l’étude sur la composition des populations de Foreurs et leur dynamique spatio-temporelle sur le maïs autour de Kisangani ;

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un cinquième chapitre qui présente les résultats de l’étude sur la diversité des Foreurs, leurs parasitoïdes et la structure du réseau écologique entre les Parasitoïdes et les plantes hôtes des Foreurs dans la région de Kisangani ;

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Un sixième chapitre qui présente les résultats de l’étude sur les effets de l’anthropisation du milieu forestier sur le parasitisme des œufs des Lépidoptères de la famille des Noctuidae;

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un septième chapitre qui présente les résultats de l’étude sur la réponse des Lépidoptères Foreurs et leurs Parasitoïdes à l’expansion des habitats riches en graminées sauvages dans la région de Kisangani;

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un huitième chapitre qui porte sur la discussion de l’ensemble des résultats obtenus;

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un neuvième chapitre constituant une conclusion générale assortie des recommandations apporte une note finale à cette dissertation.

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Deuxième partie

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Révue de la littérature et cadre méthodologique de l’étude

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Chapitre 2 Révue de la littérature 2.1 Les changements globaux et les relations Insectes phytophages-ennemis naturels Il est admis que la production agricole doit augmenter sensiblement dans les années à venir pour subvenir aux besoins alimentaires d’une population humaine toujours croissante. Les projections démographiques estiment que la population mondiale continuera à augmenter pour atteindre 9.7 milliards en 2050 (DESA, 2015). En relation avec cet accroissement de la population humaine sur la planète, le changement des habitudes alimentaires dans les pays en voie de développement et l’accroissement des besoins en grains pour nourrir les animaux domestiques devraient conduire à une demande en céréales avoisinant le double des besoins actuels (Oerke & Dehne, 2004). Toutefois, l’augmentation de la production agricole devra être réalisée dans un contexte environnemental caractérisé par des changements à l’échelle planétaire et ayant le potentiel d’influencer grandement la biodiversité (Coviella & Trumble, 1999; Jones & Thornton, 2003). En effet, la relation entre la biodiversité et les services écosystémiques a été au centre des recherches en agroécologie depuis près de 10 ans (Tscharntke et al., 2007). Les résultats de ces recherches indiquent que le contrôle naturel des Insectes ravageurs des cultures est influencé par la diversité des paysages agricoles. Ainsi, on s’attend à ce qu’un paysage diversifié dispose d’un potentiel élevé de maintien d’une importante diversité d’ennemis naturels et d’une grande

- 12 capacité de contrôle des Insectes ravageurs (Letourneau 1998; Tscharntke et al., 2007 ; Mailafiya et al., 2011). Les experts ont noté que la température moyenne à la surface de la terre a augmenté de 0,6oC à 0,9oC depuis 1860 (Slingo et al., 2005; IPCC, 2007). Ce réchauffement entraîne déjà la fonte des glaciers dans les grandes latitudes de l’hémisphère nord, l’augmentation de la fréquence et des quantités des précipitations, l’élévation du niveau moyen de la mer et des inondations fréquentes. Par contre, des périodes sèches prolongées perturbent les activités agricoles dans l’hémisphère sud, particulièrement en Afrique où l’agriculture dépend largement du régime des pluies (Stige et al., 2006; Brodie et al., 2011). Le réchauffement climatique est mis en relation avec l’augmentation de la pression partielle du dioxyde de carbone (CO2) et d’autres gaz à effet de serre (CH4, N2O) dans l’atmosphère. Le CO2 provient essentiellement de la combustion des énergies fossiles du fait des activités humaines. Il est prévu que le réchauffement devrait s’intensifier pour atteindre 5,8oC à la fin du 21e siècle si l’humanité n’infléchit pas ses émissions de gaz carbonique (IPCC, 2007). Plusieurs études récentes indiquent que l’élévation de la teneur atmosphérique de CO2 affecte aussi la composition chimique des feuilles des plantes qui à son tour influence les relations plantes-Insectes phytophages. Grâce à l’examen de 5062 feuilles fossiles, Currano et al. (2008) ont montré que la quantité et la diversité des dégâts d’Insectes occasionnés aux feuilles d’angiospermes sont positivement corrélées avec les fluctuations de températures de la période allant de la fin du Paléocène au début de l’Eocène: le maximum thermique correspondrait à un triplement de la pression partielle de CO2 et à une élévation de la température de 5oC. Ainsi, l’élévation de la concentration atmosphérique de CO2 augmente le rapport C/N dans les tissus végétaux; ce qui en réduit la qualité nutritionnelle pour les Insectes du fait d’une teneur plus faible en protéines. Cette dernière induit une augmentation de la consommation par les Insectes et par conséquent des dégâts causés aux plantes (De Lucia et al., 2008). Les résultats obtenus par

- 13 Currano et al. (2008) suggèrent donc que l’élévation de la concentration atmosphérique de CO2 conduira à une augmentation des dégâts d’Insectes phytophages. L’enrichissement de l’atmosphère en CO2 affectera aussi le comportement alimentaire des Insectes phytophages (Stiling et al., 1999; Agrell et al., 2005; Agrell et al., 2006). Dans une étude sur le comportement alimentaire de la chenille Malacosoma disstria Hubner sur deux essences forestières hôtes, Betula papyrifera Marsh. et Populus tremuloides Michx., Agrell et al. (2005) montrent que dans une atmosphère enrichie en CO2 ou en O3, le ravageur préfère se nourrir sur l’une ou l’autre espèce végétale selon le gaz en présence. Ces résultats suggèrent que l’élévation de la pression partielle de CO2 dans l’atmosphère pourra aussi amener les Insectes à se nourrir sur des plantes où ils n’avaient pas jusque-là été connus comme ravageurs. Pareillement, l’élévation de la température résultant de l’augmentation de la concentration atmosphérique en CO2 peut se traduire par l’accélération de la croissance des Insectes et la réduction du temps de génération: un plus grand nombre d’individus est susceptible de causer plus de dommages sur les plantes que maintenant (De Lucia et al., 2008). Par contre, Fajer (1989) suggère que l’altération de la qualité nutritionnelle des feuilles peut affecter la dynamique des populations d’une espèce d’Insecte phytophage en allongeant la durée du stade larvaire, augmentant ainsi le temps de disponibilité aux ennemis naturels. Ces différentes prévisions indiquent que les changements globaux pourront conduire à des perturbations parfois imprévisibles dans les relations plante hôte-Insecte phytophage-ennemi naturel. Les changements globaux résultent par ailleurs de la transformation anthropique des paysages pour la production des biens et services. Cette transformation est l’une des causes de la destruction de l’environnement et de la perte de la biodiversité (Dirzo & Raven, 2003 ; Tilman et

- 14 al., 2011). L’homme modifie son environnement à travers des activités de destruction des habitats naturels telles que l’extension des aires agricoles, l’urbanisation, le déboisement pour l’exploitation forestière, l’extraction minière et la construction des infrastructures routières. Cette anthropisation de l’environnement terrestre se traduit par un changement de la structure du paysage qui à son tour influence l’écologie et la biologie des communautés animales et végétales (Thies et al., 2003; Tscharntke et al., 2005). 2.2 L’anthropisation du milieu terrestre modifie la structure du paysage L’utilisation de la terre pour la production des biens et services reste une des menaces importantes à la préservation de la biodiversité. Dans leur ensemble, les activités de mise en valeur de la terre aboutissent à la fragmentation des écosystèmes, processus qui modifie grandement leur structure. Par définition, la fragmentation correspond à un processus par lequel un écosystème continu se trouve morcelé en plusieurs habitats plus petits appelés patchs (Fig. 2.1). Les patchs se distinguent les uns des autres par des caractéristiques telles que la taille, la forme et la configuration spatiale (Gergel & Turner, 2002; Rutledge, 2003; Green et. al., 2006). Bien que les facteurs naturels (par exemple feux sauvages, glissement de terrain, vents) et anthropiques (par exemple agriculture, exploitation forestière, pâturages, infrastructures, urbanisation) conduisent à la fragmentation des écosystèmes, les derniers sont les plus importants au regard de leur intensité et de leur fréquence (Farina, 1998).

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(a)

(b) Fig. 2.1. Deux paysages agricoles différents dans la région de Kisangani : (a) vue aérienne d’un paysage forestier plus ou moins continu (Photo MONUSCO, images à accès libre, 13/02/2015) ; (b) vue aérienne d’un paysage forestier anthropisé (Photo Onésime Mubenga Kankonda, 24/05/2013).

- 16 En plus de la fragmentation, l’anthropisation conduit à la modification de la composition de la végétation. Dans les massifs forestiers, l’on observe l’installation de jeunes formations végétales riches en graminées en remplacement de la végétation originelle (Honnay et al., 2002; Bamba et al., 2008; Nshimba, 2008). Par exemple, dans la province du Kongo Central, Bamba et al. (2008) notent un recul de 14,23% de l’étendue de la forêt secondaire au profit des savanes riches en graminées sauvages à la suite des activités agricoles entre 1960 et 2005. De même, dans la région de Kisangani, Nshimba (2008) et Bamba (2010) notent que les terrains abandonnés par l’agriculture sont en premier colonisés par des graminées sauvages. 2.3 La structure du paysage influence le fonctionnement des communautés d’Insectes Le contexte paysager influence le fonctionnement des communautés d’Insectes aussi bien dans les habitats sauvages que dans les agroécosystèmes. Nombre d’auteurs montrent que la nature, la quantité et la configuration des éléments permanents du paysage influencent la richesse spécifique et l’abondance des Insectes, la structure des communautés et les interactions trophiques (Taylor et al., 1993; Kruess & Tscharntke, 1994; Marino & Landis, 1996; Rusch et al., 2010). En effet, par ses caractéristiques physiques, le paysage peut faciliter ou limiter la dispersion des Insectes et influencer la distribution spatiale de leurs populations (Doak, 2000; Ricketts, 2001; Bergman et al., 2004). En guise d’illustration, comparant la résistance de deux types de végétation au déplacement des papillons, Ricketts (2001) trouve qu’une forêt de conifère haute de 8-14 m limite plus le mouvement des individus appartenant à quatre des six taxons de papillons observés qu’une végétation éparse de saule haute de 2-4 m. De même, Bergman et al. (2004) montrent que la quantité relative de forêt décidue et de prairie autour des sites d’observation est la cause des différences observées dans l’assemblage des communautés de papillons dans un paysage agricole en Suède. Ces résultats suggèrent que dans un paysage

- 17 agricole, par sa strucutre et sa composition, une végétation donnée peut se comporter comme une barrière ou un filtre à la dispersion des Insectes. Néanmoins, les interactions entre les arthropodes dépendent aussi des caractéristiques spécifiques à chaque espèce (Kruess & Tscharntke, 1994; Zabel & Tscharntke, 1998; Doak, 2000 ; Fahrig & Godwin, 2002; With et al., 2002; Thies et al., 2003). Les arthropodes manifestent des réponses variées à la modification des habitats en raison de leurs traits spécifiques d’histoire de vie, ce qui rend difficile la prédiction de l’effet de la transformation des habitats sur les communautés des Insectes phytophages et de leurs ennemis naturels (Taylor et al., 1993; Elzinga et al., 2007; Klapwijk & Lewis, 2011). Dans leur grande majorité, les résultats des études qui comparent la réponse des Insectes appartennant à des niveaux trophiques différents indiquent que la modification des habitats influence plus négativement la diversité et l’abondance des Insectes prédateurs et Parasitoïdes que celles des phytophages (Kruess & Tscharntke, 1994; Rusch et al., 2010). Plusieurs facteurs expliquent cette prédisposition des Insectes du troisième niveau trophique à souffrir de la modification de leurs habitats : une faible densité de population dans la nature, une dépendance sur la colonisation des ilôts d’habitats par les Insectes hôtes, l’existence de ressources très restreintes et fragmentées et souvent, une faible capacité de dispersion (Elzinga et al., 2007; Kruess & Tscharntke, 1994; Rusch et al., 2010). Plusieurs concepts ont été développés pour comprendre la dynamique des communautés d’Insectes dans un paysage. Parmi ceux-ci figure la théorie de la métapopulation qui a permis des avancées significatives dans la compréhension de la dynamique de populations des Insectes phytophages et leurs ennemis naturels au sein des paysages fragmentés (Rusch et al., 2010). Une métapopulation consiste en un ensemble de populations locales occupant un réseau de patchs favorables localisés dans une matrice paysagère non exploitable par l’espèce considérée (Hanski

- 18 & Simberloff, 1997). Selon le modèle classique de Levins (1969), tous les patchs ont la même chance d’être colonisés. L’abondance et la diversité des espèces dans un patch donné est fonction de sa distance au patch source et de sa propre taille. Ainsi, les patchs plus proches disposent de plus de chance d’être colonisés que ceux plus éloignés. La persistence de la métapopulation dans la région n’est possible que lorsqu’il existe un équilibre stochastique entre l’extinction des populations locales dans les patchs occupés et l’immigration dans les patchs vides (Ovaskainen & Hanski, 2004). En dépit de sa contribution remarquable dans la compréhension des facteurs qui gouvernent la persistence des populations, la théorie de la métapopulation présente une faiblesse qui limite son application dans la conservation des ennemis naturels et le contrôle des ravageurs dans les agroecosystèmes. Dans sa conception originelle, elle considère la matrice paysagère comme étant hostile aux communautés d’Insectes (Rusch et al., 2010). Pourtant, diverses études montrent que les Insectes vivant dans un patch donné peuvent glaner des ressources dans la végétation environnante avec des conséquences pour la persistence des espèces, leur dispersion et la suppression des ravageurs des cultures dans le cas des agroécosystèmes (Dunning et al., 1993; Thies & Tscharntke, 1999; Bianchi et al., 2006). A ce stade, l’écologie du paysage qui considère le rôle fonctionnel de chaque composante du paysage dans la dynamique des populations d’Insectes représente une approche empirique et plus appropriée (Dunning et al. 1992; Taylor et al. 1993). Dunning et al. (1992) définissent ainsi quatre processus par lesquels le contexte paysager peut influencer la dynamique des populations d’Insectes: la complémentation, la supplémentation, les relations source/sink et l’effet de voisinage. La complémentation apparaît lorsqu’une espèce doit se déplacer au cours de son cycle de vie entre deux ou plusieurs types d’habitats pour réunir

- 19 différentes ressources non substituables et nécessaires à son cycle. Il peut s’agir des habitats différents réquis pour chaque stade de développement d’un Insecte. Dans le cas où les habitats contiennent des ressources substituables, l’on parle de la supplémentation. Les relations sourcesink interviennent lorsque la survie d’une espèce dans certains patchs dépend de l’immigration des individus à partir des habitats sources. Enfin, dans les relations de voisinage, l’abondance d’une espèce dans un habitat donné dépend des caractéristiques d’un habitat plus proche que d’un autre plus distant. Sur la base de ces quatre processus écologiques, Taylor et al. (1993) mettent en exergue un autre élément essentiel à la persistence des populations biologiques dans un paysage: la connectivité des patchs. En effet, la connectivité représente la facilité avec laquelle les caractéristiques biophysiques du paysages facilitent ou entravent le déplacement des organismes entre les patchs (Taylor et al., 1993). Dans une revue des résultats de différentes études, Tscharntke et al. (2012) définissent huit processus par lesquels les caractéstiques d’un paysage peuvent influencer la dynamique des populations d’Insectes dans un agroécosystème. Trois de ces processus intéressent notre étude. Le premier, c’est le landscape-moderated cross-habitat spillover hypothesis (hypothèse du débordement des organismes entre les habitats contigus). Selon ce concept, l’échange d’énergie, de ressources et d’organismes entre les écosystèmes aménagés (champs cultivés) et naturels influence la structure des communautés et les processus écologiques tels que la pression de prédation, la disponibilité des proies ou la structure du réseau trophique qui peut se traduire par une cascade d’effets à l’échelle du paysage. Un second processus, the landscape-moderated concentration and dilution hypothesis (hypothèse de la concentration et la dilution des populations), indique que les modifications spatiales et temporelles dans la composition du paysage peuvent causer une concentration ou une dilution transitoire des populations entrainant

- 20 une altération des interactions entre les Insectes. Enfin, le troisième processus, the landscapemoderated insurance hypothesis (hypothèse de l’assurance écologique), stipule que la complexité du paysage fournit la base de la résilience et la stabilité des processus écologiques dans un environnement en perpétuel changement. Comme le montre l’ensemble de ces processus, la régulation des ravageurs des cultures par la lutte biologique par conservation nécessite de considérer l’agroécosystème dans ses relations avec l’ensemble du paysage agricole (Fischer et al., 2008; Tscharntke et al., 2012). 2.4 Le modèle maϊs/Lépidoptères Foreurs 2.4.1 Le maïs 2.4.1.1 Origine, systématique et caractéristiques botaniques On pense que le maïs (Zea mays L.) est originaire du Mexique d’où il procède de la mutation du téosinte il y a environ 9000 années (Beadle, 1980; Iltis, 2006). Le maïs appartient à la tribu des Maydeae, famille des Poaceae (Gramineae) qui comprend toutes les céréales et graminées. La tribu Maydeae comprend sept genres distincts qui comprennent Zea et Tripsacum. En plus du maïs, le genre Zea comprend des teosinte de plusieurs formes: le teosinte diploïde annuel (Zea mexicana), le teosinte tétraploïde pérenne (Zea perennis) et le teosinte diploïde pérenne (Zea diploperennis). Le maïs est une plante annuelle à racines fasciculées dont la tige a aussi la propriété de former des racines adventives. La tige est une canne massive ayant une moelle blanche et sucrée. Les feuilles sont linéaires à nervation parallèle et pourvues d’une gaine ligulée qui apparaît sur chaque noeud. Le maïs est une plante monoïque dont les fleurs mâles situées dans la pointe des tiges naissent avant les femelles. Les fleurs femelles naissent à l'aisselle des feuilles vers le

- 21 milieu de la tige et sont regroupées en rangées le long d'un axe épais cylindrique et spongieux appelé rachis. La culture du maïs est pratiquée dans une large gamme de conditions écologiques. A l'heure actuelle, le maïs est cultivé de 58º de latitude nord au Canada et en Russie à 40º de latitude dans l’hémisphère sud. Il pousse à une altitude au-dessous du niveau de la mer dans les plaines de la dépression de la mer Caspienne jusqu’à des altitudes supérieures à 3.600 mètres au-dessus du niveau de la mer dans les Andes. 2.4.1.2 Importance du maïs Le maïs est la céréale qui a pris le plus d'importance dans le secteur économique mondial depuis le début du 20ème siècle (Hernandez, 2009). Selon la FAO (2015), le maïs représente l’une des trois céréales les plus cultivées avec le riz et le blé. En 2013, il venait en deuxième position après la canne à sucre représentant 21,5% de la production mondiale des cinq denrées alimentaires les plus produites. En plus de l’alimentation humaine, le grain représente aussi une source des produits industriels dont l’amidon qui entre dans la fabrication entre autres des biscuits, de la colle, de l’éthanol et de la bière. Les germes de maïs produisent de l’huile utilisée dans l’alimentation humaine et dans l’industrie (margarinerie, savonnerie, peinturerie) (Hernandez, 2009). En RD Congo, le maϊs représente la principale céréale cultivée; il occupait 47% des terres sous production céréalière en 2014. Il fournit aux populations humaines 12,6% des calories consommées (Cairns et al., 2012; FAO, 2016). Dans la cuvette congolaise, alors que le manioc était la principale culture vivrière jusque dans les années 80, l’instabilité politique, les conflits armés qui se sont poursuivis un peu partout dans le pays ainsi que les déplacements des

- 22 populations ont favorisé le changement des habitudes alimentaires et le développement de la culture du maïs (WFP, 2009). Le cycle court de sa production a favorisé l’adoption de la culture dans la zone forestière. En effet, les conditions climatiques locales permettent une culture presque continue de maïs au cours de l’année. Autour de Kisangani, le maϊs est cultivé sur brûlis, généralement en association avec d’autres plantes dont le manioc reste la plus fréquente. Il est également associé au riz pluvial dans les zones plus éloignées des centres urbains. 2.4.1.3 Contraintes à la production du maïs Diverses contraintes limitent la production du maïs en Afrique sub-Saharienne. Elles incluent généralement la faible fertilité des sols (le maïs est une plante exigeante et très sensible aux variations de fertilité du sol), les Insectes ravageurs et les maladies fongiques. Les principaux Insectes nuisibles sont les Lépidoptères Foreurs des tiges et épis, les vers gris, les termites, les pucerons et les Insectes vecteurs des virus (par exemple, Cicadulina mbila (Homoptera : Cicadulidae)) (Ristanovic, 2001). Dans la zone forestière humide du Cameroun où les conditions écologiques sont similaires à celles de la cuvette congolaise, la faible fertilité des sols et les Lépidoptères Foreurs des tiges et épis constituent les principales contraintes à la production du maïs (Ngoko et al, 2002; Adams et al., 2012). 2.4.2 Les Lépidoptères Foreurs du maïs 2.4.2.1 Importance économique La chenille consitue le stade nuisible chez les Lépidoptères Foreurs des céréales. A l’éclosion, les chenilles pénètrent dans la tige et les épis où elles creusent des galeries pour se nourrir et s’abriter (Polaszek, 1998; Calatayud et al., 2014). Cette activité interfère avec la translocation

- 23 des sucres et se traduit par des pertes de rendement estimées en moyenne entre 5-73% du rendement potentiel et qui peuvent aussi atteindre 100% au cours de certaines saisons (Seshu Reddy & Walker, 1990; De Groote, 2002; Kfir et al., 2002; De Groote et al., 2003). Cependant, ces pertes varient beaucoup entre les zones écologiques et dépendent des facteurs tels que les espèces de Foreurs en cause, l’âge de la culture au moment de l’infestation et les conditions climatiques locales (Bosque-Pérez, 1990). Les symptômes des infestations des Lépidoptères Foreurs sur le maïs se traduisent par la déssiccation du bourgeon terminal (cœur mort), la scarification des feuilles (fenêtres), la verse et la déplétion des grains. 2.4.2.2 Diagnose et aperçu systématique Les Foreurs des tiges et épis du maïs appartiennent à l’Ordre des Lepidoptère, à la Classe Insecta dans le Phylum Arthropoda. Le corps et les ailes des adultes des Insectes appartenant à cet Ordre sont couverts d’écailles qui sont responsables de la couleur des papillons. Les antennes sont segmentées et peuvent être filiformes, pectinées ou terminées par un club. Les pièces buccales sont de type suceur et sont fréquemment vestigiales ou absentes. Les maxilles sont incorporées dans une langue non articulée. Les mandibules sont absentes, excepté dans certaines formes primitives. Les palpes sont généralement bien développées, les palpes labiaux étant généralement plus larges que les maxillaires. Le prothorax est petit. Les ailes sont larges, membraneuses et similaires, la paire antérieure étant plus large. La venation est complète, mais peu complexe avec peu de veines transverses. Les pattes sont similaires, les tarses ayant cinq segments. Les pièces buccales des larves (chenilles) sont de type broyeur. Certains segments abdominaux portent une paire de fausses pattes en plus des pattes thoraciques. Les larves sont presque toujours phytophages (Calatayud & Le Ru, 2013 ; Maes, 1998).

- 24 Dans l’Ordre Lépidoptera, les Foreurs du maïs sont groupés en deux Superfamilles présentant les caractéristiques ci-après: 

Noctuoidea: un proboscis présent ou réduit ne portant pas d’écailles à sa base; des organes tympaniques localisés sur le métathorax; sur l’aile postérieure, les veines Sc et Rs fusionnent avant d’atteindre la cellule;



Pyraloidea: un proboscis présent ou réduit portant toujours des écailles à sa base; des organes tympaniques localisés sur le premier segment abdominal; sur l’aile postérieure, les veines Sc et Rs fusionnent ou s’approchent l’un de l’autre au-delà de la cellule.

2.4.2.3 Biologie des Lépidoptères Foreurs du maïs Les Foreurs du maϊs sont des Insectes holométaboles. Leur cycle de vie passe par quatre stades de développement: l’œuf suivi par la chenille, la chrysalide et l’adulte. Le temps de génération varie suivant les espèces et les régions géographiques en fonction du biotype et des conditions climatiques locales, notamment la température, l’humidité et la qualité de la nourriture (BosquePerez & Mareck, 1990; Overholt et al., 1996; Maes, 1998; Overholt et al., 2001; Calatayud et al., 2014; Khadioli et al., 2014a, b; Walton & Conlong, 2016; Glatz et al., 2017). a) Busseola fusca Fuller 1901 (Lepidoptera: Noctuidae) La femelle dépose quelques centaines d’œufs en paquets de 30-50 entre la tige et la gaine foliaire. L’incubation dure environ une semaine. Après l’éclosion, les chenilles migrent vers les feuilles apicales tendres et non encore déployées où elles se nourrissent et peuvent y rester jusqu’au quatrième stade larvaire. A leur déploiement, les feuilles présentent ainsi des trous caractéristiques connus sous le nom de fenêtres. A partir du troisième stade, les larves

- 25 commencent à migrer en se nourrissant vers les parties basses de la tige et peuvent provoquer le dépérissement du bourgeon terminal (cœur mort) (Calatayud et al., 2014). Au total, B. fusca connaît cinq à six stades larvaires en 30-45 jours. Les larves du dernier stade peuvent connaître une diapause facultative consistant en une quiescence. La diapause est levée lorsque les conditions redeviennent favorables et les chenilles se chrysalident. En conditions de laboratoire, le cycle de développement de B. fusca de l’œuf à l’adulte a duré en moyenne 53 jours à une température constante de 26ºC tandis que le cycle larvaire a duré 31 jours (Overholt et al. , 2001; Glatz et al., 2016).

Fig. 2.2. Papillon et chenille de Busseola fusca

b) Eldana saccharina Walker 1865 (Lepidoptera: Pyralidae) Les femelles adultes vivent 6 à 15 jours et déposent 380-620 œufs en paquets de 50-100 sur les débris végétaux jonchant le sol, les feuilles sèches basales de la plante hôte, ou encore sur la lisière des gaines des autres feuilles. La période d’incubation des œufs dure 5-6 jours. A leur éclosion, les jeunes chenilles se nourrissent d’abord à l’intérieur de la gaine foliare jusqu’au troisième stade larvaire avant de pénétrer dans la tige. Le temps de développement de la chenille est très variable. Il peut atteindre deux mois, après lesquelles les chenilles se chrysalident à

- 26 l’intérieur de la tige. Les chenilles peuvent aussi se disperser aux épis et se nourrir des grains. Eldana saccharina ne diapause pas et se reproduit toute l’année jusqu’à six générations lorsque les plantes hôtes sont disponibles (Maes, 1998; Walton & Conlong, 2016).

Fig. 2.3. Papillon et chenille de Eldana saccharina

c) Chilo aleniellus Strand 1913 (Lepidoptera: Crambidae) Il existe peu d’information sur la biologie de cette espèce. Moyal & tran (1992) indiquent que le cycle larvaire peut durer un mois et la pupaison dure environ 10-12 jours dans les conditions de la Côte d’Ivoire.

Fig. 2.4. Chenille de Chilo aleniellus

- 27 -

d) Sesamia calamistis Hampson 1910 (Lepidoptera: Noctuidae) La femelle dépose jusqu'à 350 œufs, répartis en paquets de 10 à 40, arrangés en 2 à 4 lignes contiguës sur la face interne des gaines des feuilles basales. La période d’incubation des œufs peut durer entre 7 et 19 jours en fonction de la température ambiante. Après l’éclosion, les chenilles grignotent tout d'abord l'épiderme de la plante-hôte, puis elles forent des galeries en remontant vers le sommet de la tige. Au cours de leur développement, les chenilles traversent plusieurs entre-noeuds et finissent par aménager une logette dans laquelle elles se transforment en chrysalides, à proximité du trou d'entrée. Pendant le cycle larvaire, les chenilles peuvent successivement infester plusieurs plantes si bien que, généralement une seule chenille mature est retrouvée par tige. Le stade larvaire dure 30-60 jours et compte 5 à 6 mues. Le temps de pupaison dure 10-12 jours à 25ºC. Sesamia calamistis n’entre pas en diapause et se reproduit toute l’année en 5 à 6 générations successives sous les conditions du climat tropical (Holloway, 1998; Overholt et al., 2001).

Fig. 2.5. Papillon et chenille de Sesamia calamistis

- 28 2.4.2.4 Distribution des Lépidoptères Foreurs du maïs en Afrique sub-saharienne En Afrique de l’Ouest, les espèces E. saccharina, C. aleniellus, S. calamistis, M. nigrivenella Ragonot (Lepidoptera: Pyralidae) et, dans certains pays tel que le Ghana, S. nonagrioides Lefebvre (Lepidoptera: Noctuidae) sont les expèces les plus abondantes sur le maïs. Busseola fusca y est d’une faible importance (Kouamé, 1995; Ndemah, 1999). Chilo partellus Strand (Lepidoptera: Crambidae) est souvent l’espèce la plus importante dans plusieurs contrées d’Afrique de l’Est et Australe. Au Mozambique, par exemple, une étude réalisée en 1999 a montré que C. partellus constitue plus de 90% de la population de Foreurs dans la zone étudiée. Sesamia calamistis et B. fusca y sont d’une importance mineure sur le maïs à basse altitude. Au Kenya, B fusca est le principal ravageur du maïs en altitude, en particulier dans les zones à fort rendement où il représente jusqu’à 90-95% des Foreurs au dessus de 1500 m d’altitude (Ong’amo et al., 2006a). Eldana saccharina est essentiellement un ravageur de la canne à sucre en Afrique du Sud (Cugala et al., 1999 ; Kfir et al., 2002). Chilo partellus est aussi prédominant dans la zone côtière de l’Est du Kenya où il a supplanté son congénère autochtone C. orichalciliellus Strand (Lepidoptera : Crambidae) (Overholt et al. 1994a, b). Une grande fécondité, une viabilité plus élevée des œufs, une sortie rapide de la diapause et un temps de développement plus court pouvant conduire à une augmentation rapide des effectifs sont autant de facteurs qui peuvent expliquer la supériorité compétitive de C. partellus sur C. orichalcociliellus (Ofomata et al., 2000; Mbapila et al., 2002). Utilisant le système d’information géographique, Overholt et al. (2001) ont prédit l’aire potentielle de distribution de C. partellus qui inclut plusieurs pays d’Afrique de l’Ouest dont le Nigeria, le Ghana et la Côte-d’Ivoire. Toutefois, à ce jour, ce Foreur n’est pas encore signalé en Afrique Centrale et en Afrique de l’Ouest.

- 29 En Afrique Centrale, les recherches conduites au Cameroun montrent que B. fusca est l’espèce la plus importante sur le maϊs à travers toutes les zones écologiques allant du niveau de la mer aux altitudes élevées et de la forêt humide à la savane (Ndemah et al., 2007; Ong’amo et al., 2014). En RD Congo, très peu d’études ont été conduites sur les Foreurs du maïs. En zone de savane, l’on note la présence des espèces E. saccharina, S. calamistis et le Foreur de grains M. nigrivenella. Busseola fusca y est considérée comme l’espèce la plus importante autour de Lubumbashi, localité située à 1200 m d’altitude (PNM, 1973; Loma & Macaron, 1985 ; BosquePérez & Schulthess, 1998). Au regard des données disponibles, la zone forestière de la RD Congo est restée inexplorée en ce qui concerne les Foreurs des céréales. Une raison probable serait que cette partie du territoire a été longtemps considérée comme inaccessible. Plusieurs années d’instabilité politique dans le pays ont découragé les explorations scientifiques. Aussi, le maϊs est resté jusqu’à récemment une culture secondaire par rapport au manioc considéré comme une culture de subsistance par excellence dans la zone forestière (WFP, 2009). 2.4.2.5 Les stratégies de lutte contre les Lépidoptères Foreurs de maïs La lutte contre les Lépidoptères Foreurs des céréales remonte à plusieurs décennies (Jepson, 1954; Harris, 1962; Kfir et al., 2002). En dépit des divers efforts déployés dans ce domaine, les Foreurs des graminées restent à ce jour une importante contrainte à la production du maïs sur le continent africain. La présence d’un complexe d’espèces dont les générations se chevauchent et l’existence des variabilités marquées dans le comportement des espèces rendent difficile une généralisation des acquis des recherches (Senzolin et al., 2006; Chabi-Olaye, 2005). Plusieurs stratégies ont été mises en place dans le cadre de la lutte intégrée pour réduire la pression des Lépidoptères Foreurs sur le maïs. Elles incluent la lutte chimique, les pratiques culturales, la lutte

- 30 biologique et l’utilisation des variétés résistantes (Polaszek, 1998; Mugo et al., 2001; Calatayud et al., 2014). a) La lutte chimique Elle est basée sur l’utilisation d’insecticides de synthèse. En général, ces produits sont financièrement hors de portée de la majorité des fermiers africains et rarement disponibles en temps opportun. Les insecticides chimiques sont généralement dangereux pour l’homme et l’environnement et parfois incompatibles avec d’autres moyens de lutte, notamment la lutte biologique. Par exemple, dans une association culturale maϊs-manioc, mode de culture très répandue dans la zone forestière africaine, l’on a montré que la pulvérisation d’insecticides peut causer la pullulation de la cochenille du manioc, Phenacoccus manihoti Matile-Ferrero (Homoptera: Pseudococcidae) en tuant le Parasitoïde Apoanagyrus lopezi (De Santis) (Hymenoptera: Encyrtidae) qui contrôle ce ravageur (Schulthess et al., 2004). Les insecticides éliminent également les Parasitoïdes du genre Cotesia (Hymenoptera: Braconidae) qui contrôlent les Foreurs du maϊs (B. Le Ru, comm. pers.). En conséquence, les pulvérisations insecticides sont peu adaptées au contrôle des ravageurs des deux cultures. En plus, le comportement endogé des Foreurs des céréales les protège des pulvérisations insecticides rendant ces traitements inéfficaces, particulièrement dans le cas des produits de contact. b) Les méthodes culturales Elles sont plus économiques et plus adaptées aux fermiers africains (Kfir et al., 2002). Elles comprennent des procédés tels que la destruction des résidus de récolte, l’association des cultures et la gestion des dates de semis. A propos de la destruction des résidus, Unnithan & Seshu Reddy (1989) observent au Kenya que les souches et les résidus de plantes de sorgho demeurant sur le

- 31 champ pendant l’intersaison hébergent des chenilles de B. fusca en diapause. Au retour des pluies, ces chenilles sortent de la diapause et se transforment en chrysalides. Les papillons qui en émergent initient une nouvelle génération de chenilles qui infestent le sorgho de la saison culturale suivante. Ainsi, le brûlis ou l’enfouissement des souches et des résidus de culture constituent des méthodes adéquates pour réduire la population de Foreurs. L’association et la rotation du maϊs avec d’autres cultures réduit également les infestations des Foreurs (Schulthess et al., 2004; Chabi-Olaye et al., 2005). Ainsi, Schulthess et al. (2004) montrent que l’association du maïs avec le manioc réduit la densité des œufs de 67% et celle des chenilles et chrysalides de 83% dans le cas de S. calamistis. Cette réduction résulte de la diminution de la probabilité de retrouver les plantes hôtes par les papillons en ponte et le parasitisme élevé des œufs par Telenomus spp (Hymenoptera: Scelionidae). De même, Agboka et al. (2006) montrent que l’association du maϊs avec des légumineuses non comestibles telles que Canavalia ensiformis (L.) DC. et Tephrosia vogelii Hook.f réduit les infestations de M. nigrivenella par rapport à une monoculture de maïs. Cependant, l’association du maïs avec des plantes non hôtes ne semble pas être effective sur des Foreurs comme E. saccharina qui infeste la culture après l’anthèse quand la plante de maïs dépasse en hauteur la légumineuse associée (Schuthess et al., 2004). Ceci suggère que la plante associée au maïs joue seulement un effet d’écran (camouflage visuel ou masquage de l’odeur de la plante hôte), effet qui disparaît avec la croissance en taille de la culture (Calatayud et al., 2014). L’état nutritionnel de la plante influence aussi le niveau des dommages qu’elle subit et le niveau subséquent des pertes de rendement. L’association du maïs avec des cultures légumineuses comme le soja (Glycine max (L.) Merr.) et le niébé (Vigna unguiculata (L.) Walp.) ou un apport direct d’un engrais azoté ont montré que l’abondance des Foreurs dans les jeunes stades du maïs

- 32 augmente avec le niveau d’azote apporté à la culture. Par contre, les pertes de rendements ont diminué. Dans un essai de fertilisation conduit au Cameroun, les pertes de rendements étaient de 11 à 18 fois supérieures avec 120 Kg/N comparativement à une application de 0 Kg/N (ChabiOlaye et al., 2008). Il a été ainsi conclu que l’amélioration de l’état nutritionnel de la culture stimule l’infestation du maïs, mais accroît en même temps la vigueur de la plante et permet d’augmenter les rendements (Chabi-Olaye et al., 2005; Jiang & Schulthess, 2005; Ali et al., 2006; Calatayud et al., 2014). c) Les variétés résistantes L’utilisation de variétés résistantes contre les Foreurs des céréales est considérée comme une solution idéale car elle est dépourvue de danger pour l’environnement (Bosquez-Pérez et Mareck, 1998). Cette méthode est compatible avec la lutte biologique. Enfin, les variétés résistantes augmentent l’efficience de l’agriculture par l’accroissement des rendements qu’elles procurent et le non recours aux insecticides de synthèse (Mugo et al., 2001). La transgénèse offre une possibilité dans la création de la résistance contre les Foreurs. La majorité des variétés transgéniques résistantes a été mise au point par l’incorporation dans le génome de la plante d’un gène modifié issu de Bacillus thuringiensis et qui produit l’endotoxineδ dans le tractus digestif de l’Insecte ravageur (Mugo et al., 2011). Cette solution semble durable dans la mesure où la plante produit la toxine tout au long du cycle de vie. Toutefois, une toxine appliquée sur une longue période accroît la pression de sélection sur les ravageurs. Les Insectes développent alors des résistances qui tendent à réduire l’efficacité de ce moyen de lutte. Ce type de résistance a été observé chez B. fusca sur la variété de maϊs transgénique Mon810 en Afrique du Sud au bout de 7 ans de culture (van Rensburg, 2007).

- 33 d) La lutte biologique Dans le cas des Lépidoptères Foreurs, les Parasitoïdes jouent un rôle important faute d’Insectes prédateurs efficaces. Leur utilisation représente une solution durable, économique et compatible avec d’autres méthodes de lutte (Kfir et al., 2002; Mindingoyi et al., 2016). Pour exemple, le développement de la lutte biologique classique a contribué à un excédent monétaire global estimé à 1,176 milliards de dollars américains issus de la production de maïs en 20 ans aux économies du Kenya, de Mozambique et de la Zambie (Midingoyi et al., 2016). En Afrique, l’on a recensé plusieurs espèces de Parasitoïdes mais leur capacité à maintenir les populations de Foreurs sous contrôle est jugée insuffisante (Kfir, 1992; Overholt et al., 1994; Kfir, 1997; Bonhof et al., 1997). Depuis son introduction accidentelle en Afrique de l’Est et en Afrique Australe, C. partellus a progressivement supplanté les espèces autochtones C. orichalcociliellus sur maϊs au Kenya et B. fusca sur sorgho en Afrique du Sud (Overholt et al., 1994a, b; Kfir, 1997). De ce fait, pour contrôler C. partellus, des Parasitoïdes ont été introduits à partir d’Asie au Kenya (1968-1972) et en Afrique du Sud (1977-1993), mais sans succès. Au cours de la troisième tentative en 1993, le programme a concentré ses efforts sur l’introduction de Cotesia flavipes Cameron (Hymenoptera: Braconidae) au Kenya. Ce Parasitoïde introduit du Pakistan s’est établi en Afrique de l’Est et Australe où il contrôle bien C. partellus (Overholt et al., 1997). L’échange des ennemis naturels (nouvelles association) entre régions écologiques d’Afrique a été aussi proposé comme un moyen de contrôle des Foreurs à travers le continent (Schulthess et al., 1997). Ndemah et al. (2000, 2001, 2007) notent que plusieurs espèces de Parasitoïdes présentes en Afrique de l’Est sont plutôt absentes ou rares au Cameroun. En conséquence, le Parasitoïde

- 34 Cotesia sesamiae (Cameron) a été introduit dans ce pays au cours des années 2007-2008 et son acclimatation est en cours (Ndemah et al, 2007; Ndemah et al, 2012; Le Ru, comm. pers.). Le contrôle biologique des Lépidoptères Foreurs des céréales considère aussi l’utilisation des champignons entomopathogènes. Le potentiel de ces microorganismes à réduire les effectifs des Foreurs a été démontré avec l’application des conidies de Metarhizium anisopliae (Metsch.) Sorok. (Hypocreales: Clavicipitaceae) en suspension aqueuse et de Beauveria bassania (Balssamo-Crivelli) Vuillemin (Hypocreales: Cordycipitaceae) en granulés sur C. partellus sur maϊs et sorgho (Maniania, 1993; Reddy et al, 2009). Récemment, une technique dénommée autodissémination a été testée dans la lutte biologique contre les Lépidoptères Foreurs par champignons entomopathogènes. Elle consiste à attirer les papillons dans un point de concentration où ils sont infectés et à partir duquel ils contaminent leurs congénères pendant la dispersion. Les phéromones sexuelles sont utilisées pour attirer les papillons mâles vers le dispositif de contamination. Par une adaptation de cette technique, Maniania et al. (2010) montrent que les mâles de B. fusca infectés peuvent servir de vecteurs pour disséminer l’inoculum vers les femelles qu’ils contaminent pendant la copulation. Les œufs eux sont contaminés à la ponte. 2.5 Le rôle joué par les habitats naturels dans la gestion des Lépidoptères Foreurs du maïs Le rôle que jouent les habitats naturels dans l’infestation des parcelles cultivées et le contrôle des Lépidoptères Foreurs du maïs intéresse les chercheurs depuis des décennies (Jepson, 1954; Harris, 1962; Polaszek, 1998). En effet, contrairement aux systèmes des culture annuelles, les graminées sauvages représentent un habitat permanent qui ne requiert pas de recolonisation périodique et fournit des ressources importantes aux Parasitoïdes parmi lesquels des hôtes

- 35 alternatifs (Overholt, 1998; Mailafiya et al., 2010a, b); ces ressources permettent aux Parasitoïdes de maintenir et d'accroître leurs populations en l'absence de la culture et de coloniser les champs cultivés pendant les saisons de culture. Néanmoins, les résultats obtenus ne présentent pas une tendance claire. Jusqu’au début des années 2000, les habitats naturels étaient considérés comme une source importante des Foreurs qui infestent les champs cultivés (Bowden, 1976; Atkinson, 1980; Polaszek & Khan, 1998; Ndemah et al., 2001); les Foreurs étaient alors considérés comme polyphages, se nourrissant sur une large gamme de graminées appartenant aux familles des Poacées, Cyperacées et Typhacées (Polaszek & Khan, 1998). Cependant, des recherches extensives conduites depuis le début des années 2000 dans de nombreux pays d’Afrique sub-saharienne sur le régime alimentaire des Lépidoptères Foreurs ont demontré qu’à l’exception de E. saccharina et S. calamistis, la majorité des espèces ne sont pas polyphages. Ainsi B. fusca a été récoltée sur un nombre restreint de plantes hôtes sauvages dont Sorghum arundinaceum (Deveaux) Stapf., Arundo donax L. et Pennisetum purpureum Schumacher (Le Ru et al., 2006a, b; Ong’amo et al., 2006, 2014; Mailafiya et al., 2010a; Moolman et al., 2013, 2014 ). Néanmoins, des études récentes ont montré que les habitats sauvages peuvent effectivement constituer une source de ravageurs pouvant migrer vers les plantes cultivées. C’est le cas des espèces Busseola segeta Bowden (Lepidoptera: Noctuidae) et Pirateolea piscator (Fletcher) (Lepidoptera: Noctuidae) autrefois rencontrés uniquement sur des plantes hôtes sauvages dans l'Ouest du Kenya. Ces deux Foreurs ont élargi leur gamme de plantes hôtes pour inclure le maïs probablement en réponse à la modification de leur habitat (Ong'amo et al., 2012, 2013 ; Calatayud et al., 2014). Les auteurs de cette étude estiment que l’addition de ces espèces à la faune de ravageurs du maïs est susceptible d’annihiler les efforts de contrôle qui sont

- 36 actuellement orientés vers des espèces déjà connues. Un autre exemple est celui du Foreur Conicofrontia sesamoides Hampson (Lepidoptera: Noctuidae), une espèce qui infeste Miscanthus capensis dans les habitats naturels en Afrique du Sud et qui a étendu sa gamme alimentaire pour inclure la canne à sucre dans les fermes paysannes (Assefa et al., 2017). Par ailleurs, Midega et al. (2014) ont montré que l’abondance des graminées sauvages dans un paysage agricole de l’ouest du Kenya est positivement corrélée avec la densité des chenilles et chrysalides dans un système push-pull où B. fusca est l’espèce dominante sur maïs. Par contre, des observations effectuées au Cameroun, en Côte d'Ivoire et au Ghana indiquent que la proximité des graminées sauvages est associée à de faibles taux d’infestations du maïs par les Lépidoptères Foreurs (Schulthess et al., 1991, Ndemah et al., 2003) suggérant que les habitats naturels servent aussi de refuge aux ennemis naturels (Schulthess et al., 1997; Ndemah et al., 2002; Mailafiya et al., 2009, 2010a). Ces différentes observations suggèrent que le rôle joué par les habitats sauvages dans la colonisation des agroécosystèmes par les Lépidoptères Foreurs des céréales et leur contrôle par les Parasitoïdes est encore à éclaircir. Néanmoins, les résultats de certaines études antérieures indiquent que ce rôle peut varier d’une contrée à l’autre en fonction des facteurs tels que la mosaïque végétale qui détermine la diversité de la flore graminéenne, le comportement spécifique des biotypes des espèces présentes dans la région concernée et le mode de gestion des habitats naturels adjacents aux agroécosystèmes (Sezonlin et al., 2006; Assefa et al., 2006; Ong'amo et al., 2012, 2013, Calatayud et al., 2014; Assefa et al., 2017). Ainsi, il y a nécessité d’entreprendre des études appropriées dans différentes zones géographiques en vue d’améliorer notre compréhension des processus impliqués dans la dynamique des populations des Lépidoptères Foreurs et leur contrôle biologique dans les agroécosystèmes. A cet effet,

- 37 l’anthropisation en cours dans la zone de forêt tropicale humide de Kisangani et l’expansion subséquente des habitats riches en graminées sauvages offrent une opportunité pour approfondir ces questions. 2.6 Définition des concepts 2.6.1 Insecte ravageur Un ravageur est un organisme doté des propriétés considérées comme étant nuisibles en raison des dommages qu’il occasionne en agriculture. La définition d’un ravageur est naturellement très subjective. Si du point de vue de l’écologiste, une chenille qui se nourrit des feuilles d’une plante n’est pas nécessairement un ravageur, elle en est certainement un pour l’agriculteur qui cultive cette plante (Hill, 2008). 2.6.2 Insecte Parasitoïde Un Parasitoïde est un organisme qui, pendant une partie de son existence, se développe sur ou à l'intérieur d'un autre organisme dit « hôte » et qui tue inévitablement ce dernier au cours ou à la fin de son développement. Bien que cette forme de vie se rencontre dans plusieurs Ordres d’Insectes, elle est pourtant plus fréquente chez les Hyménoptères et les Diptères. Les Parasitoïdes sont aussi désignés sous le vocable «ennemis naturels» (Jourdheuil, 1991; Goulet & Huber, 1993; Koul & Dhaliwal, 2003). 2.6.3 Lutte biologique par conservation La lutte biologique désigne toute forme d’utilisation d’organismes vivants ayant pour but de limiter la pullulation et/ou la nocivité de divers ravageurs des cultures. Elle est basée sur l’exploitation par l’homme et à son profit d’une relation naturelle entre un animal consommateur

- 38 d’une ressource de l’homme et un autre organisme, le plus souvent un parasite, un prédateur ou un agent pathogène du premier, qui le tue à plus ou moins longue échéance (Jourdheuil et al, 1991). La lutte biologique par conservation consiste en la gestion de toutes les formes de vie dans un agroécosystème pour conserver et accroître l’abondance et la diversité des ennemis naturels existants, soient-ils autochtones ou introduits (Barbosa, 1998). 2.6.4 Paysage agricole Il existe plusieurs définitions du terme paysage en rapport avec la pluralité de ces origines et des interprétations. Du point de vue de l’écologie du paysage, Forman & Godron (1986) définissent un paysage comme un espace géographique hétérogène de quelques kilomètres de diamètre composé d’un assemblage plus ou moins répétitif d’écosystèmes en interactions. Wiens (1989) considère que le paysage n’est pas lié à une échelle spatiale précise. D‘autre part, l’hétérogénéité d’un paysage peut affecter des processus écologiques à l’échelle des individus, des populations aussi bien qu’à l’échelle des écosystèmes.

- 39 -

Chapitre 3 Milieu, matériel et méthodes générales 3.1 Milieu d’étude 3.1.1 Situation géographique La RD Congo est un pays d’Afrique Centrale ayant une superficie de 2.345.410 Km2. Elle s’étend du Nord au Sud entre les latitudes 5°30’N et 13°50’S et de l’Ouest à l’Est entre les longitudes 12°15’E et 31°15’E. Elle partage ses frontières avec neuf pays: le Soudan du Sud et la République Centrafricaine au Nord, la République du Congo à l’Ouest, l’Angola et la Zambie au Sud et la Tanzanie, le Burundi, le Rwanda et l’Ouganda à l’Est. Globalement, la récolte des données ayant fait l’objet de la présente dissertation a couvert l’aire qui s’étend de Kisangani avec son hinterland à Kona Itimbiri (02º02’N ; E22º47’) à la frontière entre les provinces de Tshopo et Mongala le long du fleuve Congo et Enguengele (02º03’N ; E22º42’, 357 m alt.) sur le rivage de Arwimi. Les données ont été récoltées en trois vagues. Premièrement, les Foreurs ont été récoltées dans quatre localités, Bangoka (00°28′N ; E25°20′ ; 428 m alt.), Mobi (00°20′N ; E25°24′ ; 422 m alt.), Batiafeke (00°37′N, E25°10′ ; 414 m alt.) et Basule II (00°52′N, E25°09′ ; 426 m alt.) du 12 septembre 2006 au 29 juin 2007. Ensuite, les Foreurs ont été récoltés principalement sur les plantes hôtes sauvages du 03 mai au 10 juin 2010 dans l’hinterland de Kisangani et dans et autour des localités Yangambi (00º75’N ; E24º42’ ; 363 m alt.), Bomane (01º16’N ; E23º43’, 372 m alt.) et Kona Itimbiri (02º02’N ; E 22º47’ ; 357 m alt.). Enfin, les Lépidoptères Foreurs des graminées ont été récoltés dans les champs de maïs et

- 40 dans les habitats naturels dans quatre paysages agricoles couvrant approximativement 400 ha chacun et représentant un grandient d’anthropisation de la forêt à Bawi (00º42’N ; E25º12’), Malimba (00º42’N ; E25º15’), Kakolo 2 (00º45’N ; E25º18’) et Kazombo (00º45’N ; E25º23’) de mars 2013 à décembre 2014 (Fig. 3.1). Cette aire de recherche est localisée dans la cuvette congolaise où elle occupe la partie centrale de la région d’endémisme Guineo-Congolienne (White, 1983).

Fig. 3.1. Carte de la zone d’étude

- 41 3.1.2 Contexte climatique Comme pour une large étendue de la cuvette congolaise, Kisangani baigne sous un climat de type Af de la classification de Koppen (Kottek et al., 2006). Dans cette nomenclature, « A » désigne un climat chaud dont la température moyenne est supérieure à 18ºC et « f » designe un climat humide sans saison sèche absolue et dont la hauteur mensuelle des pluies du mois le plus sec est supérieur à 60 mm. A Kisangani, la pluviométrie moyenne mensuelle est restée supérieure à 120 mm entre 2005 et 2013 et la température moyenne mensuelle a oscillé entre 25.4 et 27ºC pendant la même période (Amundala, 2014 ; Katusi, 2015). 3.1.3 Contexte édaphique 3.1.3.1 Relief et géomorphologie Le relief de la RD Congo est dominé par la présence de la cuvette congolaise, une immense dépression drainée par le fleuve Congo. Elle résulte d’une mer intérieure qui a occupé cette partie au cours des temps géologiques. Elle couvre relativement le centre du pays avec une superficie avoisinant 900.000 Km2 et une altitude moyenne de 400 m. Les plaines et plateaux étagés raccordent la cuvette centrale au bourrelet périphérique. Elle est entourée à l’Est et au Sud-Est par des chaînes de montagnes dont l’altitude s’élève à 5119 m dans les massifs de Ruwenzori (Pic Marguerite) dans le Kivu. Les monts Mayumbe (1050 m), parallèles à l’Atlantique, en constituent la limite Ouest et séparent la cuvette congolaise de la plaine côtière. Dans sa partie Nord, le rebord de la cuvette congolaise ne dépasse pas 600 m. Les plaines du Kasai et les hauts plateaux du Katanga bordent la cuvette dans sa partie Sud et Sud-Est respectivement.

- 42 3.1.3.2 Géologie Selon le Centre de Documentation Minière (2015), la géologie de la RD Congo est caractérisée par deux grands ensembles structuraux séparés par une discordance et/ou une lacune importante: 

les formations non métamorphisés, généralement fossilifères et d'âge compris entre le carbonifère supérieur.

Les terrains de soubassement sont subdivisés en unités

tectostratigraphiques. Il s'agit des boucliers archéens d'âge supérieur ou égal à 2500 MA affleurant au Congo septentrional et au Kasaï, de la ceinture du Précambrien inférieur et moyen (2.500 à 1.300 MA) dont les sédiments se sont déposés dans des zones mobiles méridiennes situées sur les bordures Est et Ouest du craton et dans des fossés intracratoniques transverses, de la couverture du Précambrien supérieur appelé le Katangien dont les sédiments se sont déposés sur les plates-formes épicontinentales et dans les aires subsidentes du craton du Congo (Katanga plissé et tabulaire) et les formations de soubassement (terrains précambrien) métamorphiques et plissées formant un anneau ininterrompu autour du bassin du Congo; 

les formations de couverture: elles affleurent en une zone littorale comprise entre l'océan Atlantique et les monts du Mayumbe. Les formations marines d'âge tertiaire et crétacique y sont bien développées. Dans la cuvette centrale s'étalent les dépôts d'âges mésozoïque et cénozoïque. Des vastes terrains affleurent sur le pourtour de la Cuvette Centrale; la bordure de terrains anciens est subdivisée en six régions non raccordables; les fossés tectoniques de l'Est de la RD Congo sont occupés par des formations cénozoïques particulières et siège d'un volcanisme récent.

- 43 3.1.3.3 Sols Les sols de la cuvette de la RD Congo appartiennent en majorité aux ferralsols. Bien qu’ils soient pourvus d’un profil profond, d’une bonne structure et disposent d’un drainage efficace, les sols tropicaux sont problématiques à cultiver. Ils présentent une faible capacité à apporter et retenir les nutriments pour les végétaux. Ces sols nécessitent de grandes quantités d’engrais phosphatés et de chaux pour produire des récoltes conséquentes. Leurs niveaux élevés d’aluminium sont aussi toxiques pour de nombreuses espèces végétales (Jones et al., 2015). A Kisangani, les sols sont en général de type ferralitique, sablo-argileux et acides, riches en fer et alumine. Ils sont profonds et fortement lessivés par les eaux pluviales et renferment beaucoup de combinaisons à base de sable subissant une altération climatique par latéralisation ou dissolution (Moango, 2005; Amundala, 2014). 3.1.4 Végétation Dans la cuvette du Congo, la végétation est principalement de type forêt mixte humide sempervirente. On y rencontre aussi des forêts semi-caducifoliées subéquatoriales et guinéennes (alliance Oxystigmo- Scorodophloeion) (Lebrun & Gilbert, 1954 ; White, 1983). Les arbres peuvent atteindre une hauteur de 30-50 m. Les essences dominantes sont héliophytes facultatives ou hémi-héliophytes à cimes tabulaires, étagées ou en dômes surbaissées. Les légumineuses y sont particulièrement abondantes. Parmi les essences caractéristiques, on peut citer Pericopsis elata (Hams), Celtis mildbraedii, Entandrophragma angolense, Guarea laurentii, Oxystigma oxyphyllum et Scorodophleus zenkeri. Ce type de forêt couvre la majeure partie du bassin du Congo bien que des ilôts de forêts mono-dominantes y sont parsemées.

- 44 3.2 Matériel et méthodes 3.2.1 Echantillonnage et manipulation des Lépidoptères Foreurs Cette partie décrit brièvement les méthodes utilisées dans la récolte et l’analyse des données sur le gradient d’anthropisation incluant les paysages de Bawi, Malimba, Kakolo 2 et Kazombo. Les détails y afférents et les méthodes utilisées en déhors de ce gradient sont présentées dans les articles respectifs qui constituent les résultats de cette dissertation. 3.2.1.1 Récolte des Lépidoptères Foreurs et leurs œufs sur maïs a) Récolte des œufs Les paquets d'œufs ont été recueillis dans les champs où le maïs était la seule céréale cultivée et âgée de 2-3 semaines. Chaque champ visité a été divisé en quatre sections et un quadrat de 25 m2 a été installé dans chaque section. Dans le quadrat, les gaines des feuilles basales de 25 plants de maïs pris au hasard ont été ouvertes pour rechercher des paquets d'oeufs. Après le comptage, les paquets d’oeufs ont été placés individuellement dans des flacons en verre (diamètre x hauteur: 15 x 70 mm) bouchés avec de l’ouate et transférés au laboratoire. b) Récolte des chenilles et chrysalides L’échantillonnage des chenilles et chrysalides a été effectué suivant la méthode décrite par Wale et al. (2006). Les champs où le maïs comme seule céréale a été semé depuis plus de trois semaines ont été échantillonnés à cet effet. Chaque champ a été divisé en quatre sections dans lesquelles un quadrat de 25 m2 a été délimité. Les plants de maϊs infestés et non infestés dans le quadrat ont été comptés et cinq plants infestés pris au hasard ont été coupés au ras du sol et

- 45 disséqués pour rechercher les chenilles et chrysalides. La distance entre deux champs consécutifs observés a été maintenue à 200 m au moins. 3.2.1.2 Récolte des Lépidoptères Foreurs sur les graminées sauvages La récolte des Foreurs dans les habitats naturels a été effectuée selon deux méthodes différentes suivant les objectifs poursuivis. a) Echantillonnage sélectif La densité des Foreurs est considérablement plus faible dans les plantes sauvages que dans les parcelles cultivées (Gounou & Schulthess, 2004 ; Le Ru et al, 2006 a, b). De ce fait, un échantillonnage sélectif a été effectué de manière à augmenter la probabilité de rencontrer des Foreurs pour les besoins de documenter la diversité des Foreurs et des Parasitoïdes. Les plantes hôtes sauvages appartennant aux familles des Poaceae et des Cyperaceae et présentant les symptômes d’infestation ont été échantillonnées dans les bas-fonds des cours d'eau, le long des routes majeures et des sentiers en forêt. Les tiges infestées ont été coupées et disséquées sur place en vue de recueillir les chenilles et chrysalides. Les plantes infestées ont été directement identifiées au terrain ou ramenées au laboratoire de botanique de la Faculté des Sciences lorsque l’identification en champ n’était pas possible. b) Echantillonnage aléatoire Dans les habitats sauvages entourant les champs de maïs, 50 tiges de chaque espèce graminéenne infestée ont été récoltées dans un rayon de 20 m. Les tiges présentant des symptômes d’infestation ont été coupées et soigneusement disséquées sur place pour récupérer les chenilles

- 46 et chrysalides. Cette méthode a été utilisée pour estimer les taux d’infestation et les densités de population des stades immatures des Lépidoptères Foreurs dans les habitats sauvages. 3.2.2 Laboratoire Les œufs ont été gardés dans les flacons pour trois semaines au maximum en attendant l’émergence des Parasitoïdes ou des chenilles. A l’émergence, les Parasitoïdes ont été conservés dans l’alcool 70% en attendant leur identification. Quant aux chenilles, elles ont été élevées à température ambiante (25.2 ± 0.2ºC) sur des portions de tige de maïs gardées dans des tubes plastiques de 150 x 25 mm bouchés d’ouate. Les portions de tige de maïs ont été changées aussi souvent que nécessaire jusqu’à l’évolution des chenilles en chrysalides. Les chrysalides ont été gardées jusqu’à l’émergence des papillons. Les chenilles et les chrysalides récoltées du maïs et des graminées sauvages ont été élevées suivant la procédure décrite précédemment pour celles issues des œufs. L’identification des Foreurs a été effectuée au CSB, Kisangani, DR Congo et à l’icipe, Nairobi, Kenya, par observation des genitalia mâles et femelles considérant les clés et les descriptions de Tams et Bowden (1953), Bowden (1956), Tran (1981), Moyal et Tran (1989), Silvie (1990, 1993), Polaszek (1998) et Kergoat et al. (2010). La dissection des genitalia a été effectuée après immersion des terminalia dans une solution chaude de NaOH à 10% (Maes, 1998). Les Parasitoïdes ont été identifiés à icipe par comparaison aux descriptions de Polaszek (1998) et à la base des données moléculaires existant à l’IRD, Gif-sur-Yvette, France. Les spécimens de référence sont déposés au CSB, à ICIPE et à IRD.

- 47 3.2.3 Analyses statistiques Pour la facilité de l'analyse des données, la période s'étendant du mois de janvier au mois de juin a été considérée comme la première saison culturale tandis que la période s'étendant du mois de juillet au mois de décembre a été considérée comme la seconde saison culturale. Les méthodes d’analyse appropriées ont été utilisées selon le type de données en présence. Les données de cette thèse ont été principalement analysées par les modèles linéaires généralisés et le test de KruskalWallis sous le logiciel SPSS 20.0 (IBM Statistics, 2011). Les indices de diversité des Parasitoïdes et Foreurs ont été estimés sous le logiciel PAST version 12.7c (Hammer et al., 2001). Les réseaux écologiques entre les Parasitoïdes et les plantes hôtes sauvages des Foreurs ont été produits grâce au package bipartite (Dormann et al., 2008; 2009) qui fonctionne sous le logiciel R (R Core Team, 2016). Les détails de ces analyses sont consignés dans les articles respectifs. Le seuil de signification statistique était fixé à 0,05 dans tous les tests.

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Troisième partie

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Résultats

Note Etant donné que les chapitres des résultats sont des articles publiés ou sous presse, nous nous sommes évertué à reproduire les textes tels qu’acceptés par chaque revue. Néanmoins, les références ont été détachées et présentées dans la bibliographie. Les tableaux et les figures ont été numérotés suivant le chapitre auxquel ils se rapportent en harmonie avec l’ensemble du texte. Nous avons aussi ajouté un résumé en français aux chapitres quatre, cinq et sept qui n’en ont pas dans leurs versions acceptées.

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Chapitre 4 Stem borer species composition on maize and two non-cereal hosts in the forest zone of Kisangani, DRC* Onésime Mubenga Kankonda1, Dudu Akaibe1, Walangululu Massamba2, George Otieno Ong’amo3 et Bruno-Pierre Le Ru4 1. Laboratory of Ecology and Management of Animal Resources, Faculty of Science, University of Kisangani, P.O. Box 2012, Kisangani, Democratic Republic of Congo 2. Faculty of Agricultural Sciences, Catholic University of Bukavu, P.O. Box 285, Bukavu, Democratic Republic of Congo 3. School of Biological Science, College of Physical and Biological Sciences (Chiromo Campus), University of Nairobi, P.O. Box 30197, Nairobi, Kenya 4. Institut de Recherche pour le Développement, UR072, c/o ICIPE, P.O. Box 30772, Nairobi, Kenya and University Paris XI, Orsay Cedex 91405, France

Abstract Lepidopteran stem borers are the most damaging pests of maize in sub-Saharan Africa. Despite the growing importance of maize in the forest zone of Democratic Republic of Congo, no data is available regarding stem borer pest species present and their relative importance. It is thus important to gather information likely to guide future research in this area. This study was undertaken to catalogue stem borer pest species identity and assess their relative infestation levels on maize. Surveys were carried out in wild and cultivated habitats in Kisangani. Five species were collected on maize, i.e. Sesamia calamistis Hampson (1910), Eldana saccharina

- 50 Walker (1865), Busseola fusca (Fuller) (1901), Chilo sp Strand (1913), and Mussidia nigrivenella Ragonot (1888). In the wild habitats, Poenoma serrata (Hampson), B. fusca and S. calamistis were collected on Pennisetum purpureum whereas Chilo sp. was collected on Panicum maximum. Our results suggest that P. maximum might affect the population dynamics of Chilo sp whereas P. purpureum is expected not to influence the population dynamics of other stem borers owing to its scarcity in the interior of the forest. Key words: Stem borers, maize, Busseola fusca, Chilo sp., Eldana saccharina, forest zone, Kisangani Résumé Les Lépidoptères des Foreurs de tiges sont les ravageurs les plus nuisibles du maïs en Afrique subsaharienne. Malgré l'importance croissante du maïs dans la zone forestière de la République Démocratique du Congo, aucune donnée n'est disponible concernant les espèces de ravageurs présentes et leur importance relative. Il est par conséquent important de recueillir des informations susceptibles de guider les recherches futures dans ce domaine. Cette étude a été entreprise pour cataloguer les espèces de Foreurs et évaluer le niveau des infestations sur le maïs. Pour ce faire, des relevés ont été effectués dans des habitats sauvages et cultivés à Kisangani. Cinq espèces ont été collectées sur le maïs, à savoir Sesamia calamistis Hampson (1910), Eldana saccharina Walker (1865), Busseola fusca (Fuller) (1901), Chilo sp Strand (1913) et Mussidia nigrivenella Ragonot (1888). Dans les habitats sauvages, Poenoma serrata (Hampson), B. fusca et S. calamistis ont été recueillis sur Pennisetum purpureum tandis que Chilo sp. a été recueilli sur Panicum maximum. Nos résultats suggèrent que P. maximum pourrait affecter la dynamique

- 51 des populations de Chilo sp alors que P. purpureum devrait ne pas influencer la dynamique des populations d'autres Foreurs de tige en raison de sa rareté à l'intérieur de la forêt. Mots-clés : Foreurs des tiges, maïs, Busseola fusca, Chilo sp., Eldana saccharina, zone forestière, Kisangani. 4.1 Introduction Maize (Zea mays L.) is the most important cereal crop in Democratic Republic of Congo (DRC). In 1999, it was cropped on 69 % out of all the area under cereal cultivation. It is mainly grown in the provinces of Katanga, Bandundu and the Kasaї which provided 63% of domestic production in 2007 (FAO 2009). However, literature suggests maize cultivation and use as staple food have expanded in DRC over the few last years (Tollens 2004). In the rain forest zone of DRC, while cassava was the main staple food until the 1980s, maize has gradually come to replace it in many areas. Several factors have fostered this shift. Among them, the armed conflicts that continued for several years throughout the country, the displacement of human populations and the short cycle of maize production. Furthermore, local climatic conditions allow for an almost continuous maize production (Le Ru 2010). Various constraints limit maize production in sub-Saharan Africa. In the forest zone of Cameroon, an area where ecological conditions are similar to those in the DRC rain forest, fungal diseases, low soil fertility and insect pests are major constraints to maize production (Ngoko et al. 2002). Among insects that attack maize in sub-Saharan Africa, stem borers are the most important (Overholt et al. 1996; Kfir et al. 2002). Yield losses resulting from their activity,

- 52 however, vary with factors such as season and pest community composition (Bosque-Pérez and Mareck, 1990; Kfir et al. 2002). While the species Eldana saccharina (Lepidoptera: Pyralidae) and Sesamia calamistis (Lepidoptera: Noctuidae) are the main stem borers of maize in West Africa, Chilo partellus (Lepidoptera: Crambidae) and Busseola fusca (Lepidoptera: Noctuidae) predominate in Eastern Africa (Ong'amo et al. 2006). In Central Africa, B. fusca is the most important stem borer across all ecological zones of Cameroon except in the coastal zone where S. calamistis predominates (Ndemah et al. 2007). In DRC, S. calamistis, E. saccharina, Mussidia nigrivenella (Lepidoptera: Pyralidae) and B. fusca were reported in the savanna zone. The latter species is considered as the most important around Lubumbashi, a locality situated at 1200 m asl (PNM 1973; Loma and Macaron 1985; Bosque-Perez and Schulthess 1998). Wild grasses are potential reservoirs for stem borers and their natural enemies (Bowden 1976). Studies conducted in Cameroon, Ivory Coast and Ghana indicate that proximity of wild grasses is associated with low stem borer infestations on maize (Schulthess et al. 1991; Cardwell et al. 1997; Ndemah et al. 2003). Wild hosts serve as refuge to parasitoids during the off season and migrate to adjacent crops during the cropping period. In the forest zone of DRC, there is lack of information on the composition of stem borer community in the wild and cultivated habitats. This study aimed to document stem borer species present on maize and two wild grasses commonly found around Kisangani, namely Panicum maximum Stapf and Pennisetum purpureum Moench, and assess the level of their infestation on maize.

- 53 4.2 Materials and methods 4.2.1 Description of survey / study sites This study was conducted from September 2006 to June 2007 in the area surrounding Kisangani (0˚31'N, 25˚11’E, 376 m asl.), capital of the Eastern Province of DRC. Kisangani is situated in the Congo Basin which hosts the world second largest rainy forest. The rainfall averages 1,748 mm per year. Average relative humidity is 85 % and the monthly temperature is 25˚C with low amplitudes throughout the year (French Republic 1991). The region is characterized by a bimodal rainfall regime. Short rains are experienced from March to June (here designated as season A) while long rains come from September to December (here designated as season B) (State Agricultural Services-Province Orientale 2007). Kisangani area is covered with a vegetation typical of the dense rainy forest. However, due to human interventions such as the expansion of cultivated areas and logging, the native forest is replaced by a secondary vegetation characterized by a high abundance of grasses of which some host stem borers. The study was conducted in four locations: Bangboka (0˚28’N ; 25˚20’E ; 428 m asl) and Mobi (0˚ 20'N ; 25˚24'E ; 422 m asl) situated south-east of Kisangani along Kisangani-Lubutu road and Batiafeke (0˚37'N ; 25˚10'E ; 414 m asl) and Basule II (0˚52'N ; 25˚09'E ; 426 m asl) situated north of Kisangani along the Kisangani-Buta 4.2.2 Collection and identification of stem borers Twenty-four fields distant from each other by not less than 200 m and with corn as the only cereal were surveyed. Seven felds were surveyed in Bangoka as well as in Batiafeke and Mobi. In Basule II, three fields were surveyed. Three crop cycles were included in this study: the long

- 54 rainy season of 2006, the short rainy season of 2007 and the long dry season between the two rainy seasons. The maize growing cycle was divided into three stages: pre-tasselling which corresponded to the growth phase between plant emergence and tasselling, the reproductive phase spanning from tasselling to ear maturity, and the senescence phase corresponding to plant dessiccation. Data were collected using the method described by Ndemah et al. (2001). For maize being in pre-tasselling phase, the collector observed 100 plants, 50 on each diagonals of the field. The planting holes were chosen systematically at equal distance depending on the size of the field starting from a randomly chosen point in one corner. The infestation rate was determined by counting the number of infested and divided by total plants sampled in the field. Ten infested plants were cut at ground level and dissected to recover stem borers and determine the populations composition. During reproduction and senescence growth stages, only 24 plants were sampled on one diagonal of the field to avoid loss of maturing ears. Since maize is grown almost continuously in the Kisangani region, we found maize plants at various developmental stages throughout the sampling period. In wild habitats, patchs of P. maximum and P. purpureum growing in the vicinity of fields and on the roadsides were sampled by active searching for infestation symptoms (frass, scarified leaves, dead hearts) (Le Ru et al. 2006). Infested plant were cut and dissected to recover stem borers. Field collections of larvae and pupae were brought to the laboratory and reared at room temperature in plastic bottles covered with lids fitted with a metal mosquito netting to ensure air circulation. Larvae were fed with cuttings of corn stalks until pupation. Species identification was conducted on larvae and pupae based on morphological descriptions provided by Tran (1981), Moyal and Tran (1992) and Silvie (1990, 1993). Few specimens of moths were identified

- 55 using genitalia observation and kept at ICIPE (Nairobi, Kenya). Kruskal-Wallis test was performed to estimate differences in maize infestation and stem borers abundance on maize in relation to seasons and sites. Significanly different means were submitted to pairwise comparison using Mann-Whitney test. The SSPS 14.0 statistical analysis software was used for the analysis. Statistical significance was set at 0.05. Estimates of data from Batiafeke and Basule II were pooled due to the small number of field visits to the latter site. 4.3 Results 4.3.1 Lepidopteran stem borer species and their host plants A total of 635 larvae and pupae of lepidopteran stem borers were collected and six species were identified: B. fusca, M. nigrivenella, E. saccharina, S. calamistis, Chilo sp., and Poenoma serrata. E. saccharina was found to be the most abundant species on maize (58.72%). On the contrary, Chilo sp. was the least abundant whereby only two spécimens were recovered (0.58%). Chilo sp. was present in maize and P. maximum (Table 4.1). This species is most abundant on P. maximum. 4.3.2 Abundance of stem borers in relation to different stages of maize development Community composition and abundance of species of borers varied through the three stages of maize development. During pre-tasseling, incidences/ levels of infestation by B. fusca and S. calamistis were at 30% and 67% respectively. Stem borer density was 2.4 ± 2.0 and 6.0 ± 4 insects/plant respectively. Chilo sp. represented 3 % of the stem borer population (Table 4.2). During the reproductive stage, density of B. fusca and S. calamistis was 1.1 ± 0.6 and 0.6 ± 0.5 insects/plant. Young larvae were observed on the tassels and other fresh parts of the plant. Their

- 56 presence suggests the development of a second generation during the crop cycle. At senescence, E. saccharina was the most abundant species (79%) towards the end of the growing cycle. M. nigrivenella was reared only from dry ears. The species density was 2.6 ± 0.7 for B. fusca, 1.2 ± 0.9 for S. calamistis, 33.2 ± 12.0 for E. saccharina and 5.7 ± 2.0 for M. nigrivenella (Table 4.2). Table 4.2 Number of stem borers in relation to the crop developmental stages (mean ± SE) Crop development stage

Stem borer species

Relative abundance (%)

Density (insect/plant)

B. fusca

30

2.2 ± 2.0

S. calamistis

67

6.0 ± 4.0

Chilo sp

3

-

B. fusca

34

1.0 ± 0.6

S. calamistis

33

0.6 ± 0.5

E. saccharina

20

0.4 ± 0.3

Chilo sp

13

-

B. fusca

7

2.6 ± 0.7

S. calamistis

3

1.2 ± 0.9

E. saccharina

79

33.2 ± 12.0

M. nigrivenella

11

5.7 ± 2.0

Pré-anthèse N=8

Reproduction N=8

Senescence N=6

Caption -: not computed; N: number of fields visited through the survey.

- 57 Table 4.1. Number of stem borers recovered from Z. mays, P. maximum and P. purpureum in Kisangani Stem borer species Plante hôte

B.f

S.c

E.s

M.n

C.s

P.s

Inc.

Z. mays

44 (6,93)

62 (9,76)

202 (31,81)

34 (5,35)

2 (0,3)

0

0

P. max

0

0

0

0

47 (7,4)

0

105 (16,54)

P.pur

32 (5,04)

27 (4,25)

0

0

0

42 (6,61)

38 (5,98)

B.f : B. fusca ; S. c: S. calamistis ; M.n : M. nigrivenella ; C.s : Chilo sp ; P.s : P. serrata ; Unk : unknown species ; () : percentage out of the total number of collected stem borers.

Table 4.3 Number of stem borers on maize over different seasons (mean ± SE) Saison Saison A (N = 8) Saison B (N = 6) Saison BA (N = 8) Total (N = 22)

Infestation (%) 9.4 ± 2.6a 44.5 ± 18.2a 19.4 ± 8.6a 22.3 ± 6.2

B. f 0.6 ± 0.4a 6.0 ± 3.0a 1.5 ± 0.5b 2.0 ± 0.7

BA : dry season between rainy seasons A and B

S. c 4.6 ± 3.2a 0.0 ± 0.0a 2.3 ± 1.6a 2.7 ± 1.4

E. s 0.4 ± 0.3a 28.7 ± 19.3a 8.4 ± 5.6a 9.2 ± 4.5

M. n 0.0 ± 0.0a 1.3 ± 0.8a 2.9 ± 1.4a 1.5 ± 0.7

Mean density (insect/plant) 0.1 ± 0.0a 1.4 ± 0.8a 0.6 ± 0.3a 0.6 ± 0.2

- 58 4.3.3 Importance of maize stem borers in relation to seasons The infestation rate was not significantly different among the three seasons (H = 3.857; df = 2; p = 0.145). The same trend is observed for abundance of S. calamistis (H = 2.828 ; df = 2 ; p = 0.243), E. saccharina (H = 1.777 ; df = 2 ; p = 0.411), M. nigrivenella (H = 4.369 ; df = 2 ; p = 0.113) and mean density of stem borers (H = 2.089 ; df = 2 ; p = 0.352). The abundance of B. fusca, however, indicated a significant difference between seasons A and B (U = 2.000; p = 0.016) (Table 4.3). 4.3.4 Importance of stem borers in relation to the sites Abundance of B. fusca in Mobi was significantly different from Batiafeke (U = 2.000, p = 0.004). Infestation rate between the two sites was also significantly different (U = 6.000; p = 0.005). On the contrary, the difference is not significant for the population density of S. calamistis (H = 3.244, df = 2 ; p = 0.197), E. saccharina (H = 4.627 ; df = 2 ; p = 0.099), M. nigrivenella (H = 5.921 ; df = 2 ; p = 0.52) and the mean density of stem borers among the three sites (H = 5.300 ; df = 2 ; p = 0.071) (Table 4.4). 4.4 Discussion Results of this study indicate that B. fusca, S. calamistis, E. saccharina, M. nigrivenella and C. aleniellus infested maize in the Kisangani region. In the forest zone of Cameroon, a country in Central Africa, Ndemah et al. (2001) indicate the presence of B. fusca, E. saccharina, M. nigrivenella, and Cryptophlebia leucotreta (Meyrick). In this country, B. fusca and E. saccharina together represented the bulk of stem borer community accounting for 80% in the whole. In Kisangani, however, the two species accounted only for 41.2%. This difference in the

- 59 -

Table 4.4 Number of stem borers in relation to sites (mean ± SE) Site

Infestation (%)

B. f

S. c

E. s

M. n

Mean (insect/plant)

Bangboka (N = 8)

17.7 ± 9.8a

1.6 ± 0.6a

1.0 ± 0.7a

7.6 ± 6.7a

2.4 ± 1.4a

0.5 ± 0.3a

Batiafeke (N = 9)

7.3 ± 2.2a

0.4 ± 0.4a

5.8 ± 3.1a

0.2 ± 0.25a

0.0 ± 0.0a

0.1 ± 0.0a

Mobi (N = 7)

46.8 ± 14.9b

5.4 ± 2.5b

0.0 ± 0.0a

27.6 ± 15.0a

3.0 ± 1.8a

1.4 ± 0.6a

Total (N = 22)

22.3 ± 6.2

2.0 ± 0.7

2.7 ± 1.4

9.2 ± 4.5

1.5 ± 0.7

0.6 ± 0.2

- 60 composition of maize stem borer communities highlights the impossibility to generalize research results from different areas, as similar as they might seem. Indeed, many authors have emphasized that the composition of maize stem borer communities and the relative importance of species are controlled by several abiotic and biotic factors such as season, elevation, vegetation composition and natural enemies (Overholt et al. 1998; Bosque-Pérez and Mareck 1990; Ndemah et al. 2001; Kfir et al. 2002; Ong'amo et al. 2006a, b). Thus, the average temperature difference of 1.5°C between the forest zone of Cameroon (23.5°C) and Kisangani (25°C) can be one of the factors behind the observed difference. The results also show that some species of maize borers feed on wild grasses as well. This is the case for Chilo sp. that was collected from maize and P. maximum. This grass is widespread in the Kisangani region where it colonizes fallow and other open areas (Nshimba 2008). In our study, 95.9 % of individuals of Chilo sp. were collected from P. maximum while only 4.1 % were collected from maize. For this reason, P. maximum might represent a reservoir for Chilo sp. Considering the ongoing forest clearing around Kisangani, P. maximum might play a role in the infestation of maize by Chilo sp. As for P. purpureum, although this grass has fresh shoots all the year around to maintain stem borers, it remains scarce in the forest. For this reason, it is expected not to affect the population dynamics of stem borers.

Our results suggest the presence of B. fusca, S. calamistis and P. serrata on P. purpureum. In Cameroon, Ndemah et al. (2001) reported the same three species on P. purpureum. In East Africa, Matama-Kauma et al. (2008) reported five groups of species in Uganda, i.e Busseola ssp, Sesamia spp., Manga spp., Chilo spp., Poeonoma sp. and Eldana sp. were collected from P. purpureum. In the present study, some stem borers from P. purpureum could not be identified. Thus, the stem borer diversity on this grass is expected to be higher than that reported.

- 61 Our results are in agreement with those found in the forest zone of Cameroun as for the temporal occurrence of different stem borer species (Ndemah et al. 2001). While B. fusca and S. calamistis infested young maize plants and were present throughout the cropping season, E. saccharina infestations started after anthesis. A study carried out in Uganda, however, reported S. calamistis to infest maize only after this stage (Kalule et al. 1997). The disparity thus observed in the temporal distribution of maize stem species supports the assertion according to which, for the same species, there would exist several physiological races having different climatic and nutritional requirements (Ndemah et al. 2001). At last, unlike other species collected during the study, B. fusca density fluctuated significantly between seasons and sites. As reported by several workers, infestation by B. fusca starts in the vegetative stage of maize during which some plants perish (dead heart) (Kalule et al. 1997; Ndemah et al. 2001). In addition, our data suggest the development of two generations of B. fusca during a cropping cycle. Thus, B. fusca is expected to play the most important role in maize infestation around Kisangani. 4.5 Conclusion This study represents a pioneer account of the cereal stemborers in the forest zone of DRC. It was designed to document the composition of lepidopteran stem borer community on maize and two wild grasses in the region of Kisangani. Five species were recovered from maize, namely B. fusca, M. nigrivenella, S. calamistis, E. saccharina and Chilo sp. Regarding wild host plants, P. serrata was identified on P. purpureum while Chilo sp. was identified on P. maximum. To date, this list is considered as provisional. Given the high biodiversity pertaining to the Congo Basin, the ongoing study is expected to bring more information on the maize stem borer community diversity.

- 62 -

Chapitre 5 Diversity of lepidopteran stemborers and their parasitoids on maize and wild host plants in the rain forest of Kisangani, DR Congo1 Onésime Mubenga Kankonda1, Benjamin Dudu Akaibe1, George Otieno Ong’amo2,3 & BrunoPierre Le Ru4,5 1. Laboratory of Ecology and Management of Animal Resources, Faculty of Sciences and Biodiversity Monitoring Center, University of Kisangani, P.O. Box 2012, Kisangani, Democratic Republic of Congo 2. ICIPE-African Insect Science for Food and Health, P.O. Box 30772, Nairobi, Kenya 3. School of Biological Science, College of Physical and Biological Sciences (Chiromo Campus), University of Nairobi, P.O. Box 30197, Nairobi, Kenya 4. IRD/CNRS UMR IRD 247 EGCE, Laboratoire Evolution Génomes Comportement et Ecology, CNRS, Gif sur Yvette Cedex, France 5. Université Paris Sud 11, 91405 Orsay Cedex, France

Abstract Lepidopteran stemborers are considered as the most important insect pests of cereal crops in Sub-Saharan Africa. However, limited information exists on stemborers and their parasitoids in the rain forest of the DR Congo. In order to enhance the understanding of the pest ecology, sampling in both cultivated and wild habitats has been recommended as a bottom line to any action aiming at the design of pest management measures. Following this recommendation, a

*

Ce chapitre a été publié comme article scientifique dans Phytoparasitica (2017), 45(1), 57-69. DOI: 10.1007/s12600-017-0561-6

- 63 survey was carried out in the rain forest of the DR Congo on maize and wild host plants. We collected eighteen stemborer and one earborer species belonging to 5 families. Five species were found feeding on maize while 18 species fed on wild host plants. Busseola fusca was the commonest species feeding on maize which accounted for 50.1%. At least 20 parasitoids species distributed as 15 species on maize and 16 species in the wild habitats were recovered during this study. Cotesia sesamiae, Enicospilus ruscus and Sturmiopsis parasitica accounted for 99.8% of interactions within parasitoid community. Out of nineteen wild host plants encountered, Pennisetum purpureum and Vossia cuspidata were the most speciose grasses in terms of both parasitoids and stemborers. The implications of such diversity and network structure are discussed. Key words: Natural wild habitats, ecological network, Megathrysus maximus, GuineoCongolian forest. Résumé Les Lépidoptères Foreurs des tiges sont considérés comme les Insectes nuisibles les plus importants des cultures céréalières en Afrique subsaharienne. Cependant, il existe peu d'informations sur les Foreurs des tiges et leurs parasitoïdes dans la forêt tropicale de la RD Congo. Afin de permettre la compréhension de l'écologie de ces ravageurs, l'échantillonnage dans les habitats cultivés et sauvages a été recommandé comme ligne de base de toute action visant une conception des mesures de lutte. A la suite de cette recommandation, un relevé a été réalisé dans la forêt tropicale de la RD Congo sur le maïs et les plantes hôtes sauvages. Nous avons recueilli dix-huit espèces de Foreurs de tiges et une espèce de Foreur d’épis, tous appartenant à cinq familles. Cinq espèces ont été rencontrées sur le maïs alors qu’au moins 18 espèces ont été récoltées des plantes hôtes sauvages. Busseola fusca était l'espèce la plus répandue sur le maïs et qui a représenté 50,1%. Au moins 20 espèces de parasitoïdes réparties en

- 64 15 espèces sur le maïs et 16 espèces dans les habitats sauvages ont été récupérées au cours de cette étude. Cotesia sesamiae, Enicospilus ruscus et Sturmiopsis parasitica ont été impliquées dans 99,8% des interactions au sein de la communauté des parasitoïdes. Sur dix-neuf plantes hôtes sauvages rencontrées, Pennisetum purpureum et Vossia cuspidata étaient les graminées ayant la plus grande richesse spécifique en termes de parasitoïdes et de Foreurs de tiges. Les implications de cette diversité et de la structure du réseau sont discutées. Mots-clés : ennemi naturel, habitats sauvages, réseau écologique, Megathrysus maximus, forêt Guineo-Congolienne 5.1 Introduction Lepidopteran stemborers are considered as the most important insect pests of cereal crops in Sub-Saharan Africa. For example, on maize (Zea mays L.) (Cyperales: Poaceae), yield losses resulting from stemborer feeding range between 5-73% of potential yield (Seshu-Reddy and Walker 1990; De Groote et al. 2003). However, the importance of these losses varies greatly among ecological zones in relation to factors such as the composition of stemborer populations and local climatic conditions (Bosque-Pérez and Mareck 1990). In Kenya, East Africa, the crambid Chilo partellus (Swinhoe) is the major species in the hot coastal lowland region whereas the noctuid Busseola fusca (Fuller) is dominant in higher elevations (>1500 m asl) (Ong’amo et al. 2006a). In West Africa, the most reported species are Sesamia calamistis Hampson, B. fusca and Eldana saccharina Walker. In Central Africa, B. fusca, S. calamistis, E. saccharina, Chilo sp., Mussidia nigrivenella Ragonot and Cryptophlebia leucoreta Meyrick were collected in Cameroon (Ndemah et al. 2007). In this country, B. fusca was the most important species across all ecological zones accounting for 60-69% except for the coastal region where S. calamistis predominated. Eldana saccharina is an important pest of sugarcane in South Africa (Schulthess et al. 1997; Overholt 1998).

- 65 Stemborers are attacked by a diversity of naturally occurring parasitoids belonging mainly to orders Hymenoptera and Diptera (Bonhof et al. 1997; Overholt 1998; Mailafiya et al. 2009). As with stemborers, parasitoid species distribution and their relative importance vary through different parts of Africa (Schulthess et al. 1997; Ndemah et al. 2007). For example, the braconid Cotesia sesamiae (Cameron) which is the most common parasitoid of B. fusca larvae on maize in Kenya was not recovered during a survey carried out in Cameroon (Ndemah et al. 2007). Similarly, the distribution of the scelionid egg parasitoid of noctuid stemborers Telenomus isis was found to be limited to western Africa and Cameroon (Sétamou et al. 1995; Schulthess et al. 2001). Several techniques have been searched and applied to control stemborer populations in subSaharan Africa. They include practices such as chemical control, use of resistant varieties, management of crop residues and habitat management practices (Polaszek 1998; Ndemah et al. 2002; Matama-Kauma et al. 2006; Ntambo et al. 2015). In the forest zone of DR Congo, however, none of these control practices are applied by farmers. Severely infested maize stalks are simply cut and left in the field or thrown in the surrounding fields and fallows. Wild habitats and fallows surrounding cereal fields are reported to play an important role in the ecology of insects. The nature of these habitats influence the structure of insect communities (Albrecht et al. 2007; Tylianakis et al. 2007; Memmott et al. 2007) and consequently, the level of ecosystem services such as biological control of insect pests (Tylianakis et al. 2006; Gagic et al. 2011). In the case of stemborers, wild habitats are regarded as a reservoir for pests that infest cultivated fields (Bowden 1976). All pest species infesting cereals have been recovered from many wild plants (Atkinson 1980; Ndemah et al., 2001, 2007; Le Ru et al. 2006a, b; Otieno et al. 2006; Ong’amo et al. 2006a, b; Ong’amo et al. 2008, 2013, 2014; Matama-Kauma et al. 2008; Moolman et al. 2014). Wild habitats are also considered as a refuge for both stemborers and their

- 66 natural enemies (Schulthess et al. 1997; Ndemah et al. 2002; Mailafiya et al. 2009, 2010a). In contrast to annual crop systems, they represent a permanent habitat that does not require periodic recolonization and provide important resources to parasitoids among which alternative hosts (Overholt 1998; Mailafiya et al. 2010a, b). These resources allow parasitoids species to maintain and buildup their populations in the absence of the crop and spill over to cultivated fields during cropping seasons (Ferro and McNeil 1998; Bianchi et al. 2006; Zhao et al. 2013; van Rijn and Wäckers 2015). Finally, wild habitats have been shown to serve as a source of potential pests that can switch to cultivated plants. For example, Busseola segeta Bowden (Lepidoptera: Noctuidae) and Pirateolea piscator (Fletcher) (Lepidoptera: Noctuidae) formerly collected only from wild host plants were found to have extended their host range to maize in western Kenya, probably in response to the modification of their habitat (Ong’amo et al. 2012, 2013; Calatayud et al. 2014). For these reasons, sampling stemborers and their parasitoids in both cultivated and natural habitats has been recommended for any action aiming at understanding their ecology and the design of sound pest management strategies (Bowden 1976). With regard to the rain forest of the Democratic Republic of Congo (DR Congo), which is located in the Guineo-Congolian regional center of endemism (White 1983), limited information exists on the diversity of stemborers in both cultivated and wild host plants. In a survey carried out in Kisangani, Kankonda et al. (2014) collected B. fusca, S. calamistis, E. saccharina, M. nigrivenella and Chilo sp. on maize. On wild host plants, B. fusca, S. calamistis, Poeonoma serrata (Hampson) and Chilo sp. where collected on P. purpureum while only Chilo sp. was identified on Megathrysus maximus (Jacq.) B.K. Simon and S.W.L. Jacobs (ex Panicum maximum Jacq); however, stemborer diversity was underestimated, as 16.54 % and 5.98% of stemborers collected on M. maximus and P. purpureum, respectively, could not be identified. In addition, there is a complete lack of information on the diversity and the composition of natural enemy communities parasitizing stemborers on maize and wild host plants. Thus, the objectives

- 67 of this study were to 1) describe the diversity of stemborers and their parasitoids on maize and wild host plants in the rain forest of the D R Congo, and 2) describe the ecological network between the parasitoid community and stemborer host plants in order to predict the potential effect of habitat change on conservation biological control of maize stemborers. 5.2 Material and methods 5.2.1 Description of the surveyed area The survey in maize fields and their surroundings was carried out in the northern outskirt of Kisangani (0º31’N; 25º11’E; 376 m asl) (Fig. 1) from March 2013 to December 2014. Prior to this, stemborers were collected on wild host plants from 3 May-10 June 2010 in the hinterland of Kisangani and along the rivers Congo and Aruwimi in and around Yangambi (0º75’N; E24º42’; 363 m asl), Bomane (01º16’N; Eº43’; 372 m asl) and Kona Itimbiri (02º02’N; E 22º47’; 357 m asl). These areas are all located in the rain forest of the Congo basin and the composition of the grassy vegetation in all of them is similar. The native vegetation is dominated by the mixed moist semi-evergreen Guineo-Congolian rain forest type (White 1983). The rain regime is bimodal with rainfall distributed between March to June (referred to as first rainy season) and September to December (referred to as second rainy season). The annual mean rainfall fluctuates around 1875 mm. The monthly mean temperature vary around 25º C with slight seasonality during the year (van Wambeke and Evrard 1954). 5.2.2 Sampling design 5.2.2.1 Sampling stemborers on maize and wild host plants Four sites of more or less 4 km2 each and representing a human disturbance gradient were chosen for sampling on maize. Each site was visited once a month for two years. Our sampling targeted

- 68 maize plants between five and nine weeks after planting in order to capture the first generation of the stemborer population (younger plants were more likely to bear eggs than larvae and pupae). Hence, each field was visited only once in the cropping cycle. Larvae and pupae were collected in fields where maize was the only cropped cereal. To determine the composition of stemborer population, each field was divided into four sections and a 25 m2 quadrat was installed in each section. In the quadrat, five infested maize plants taken randomly were completely dissected to search for larvae and pupae. Recovered stemborers were taken to the laboratory for rearing. Wild grasses growing within maize fields and in their vicinity were also searched for stemborers within at least 20 m boundary. The search was extended to grasses growing in swamps, in banks of rivers, along forest footpaths and on roadsides. A biased sampling procedure was used to increase the probability of finding stemborers as earlier studies have shown a much lower density of borers in wild host plants than in cultivated crops (Gounou and Schulthess 2004). Grasses in the families Poaceae and Cyperaceae showing symptoms of infestation by stemborers (presence of frass, entrance holes, and scarified leaves) were cut as lower as possible and thoroughly dissected to recover stemborers. Host plants were identified to species level in the field when known or taken to the herbarium of the Faculty of Sciences, University of Kisangani, where they were identified by Mr. Kombozi. 5.2.2.2 Identification of parasitoids and stemborers Larvae collected on maize and wild hosts were taken to the laboratory and reared individually in plastic tubes (diameter x height: 25 x 210 mm) on maize stem cuttings 8 to 10 cm long or artificial diet developed by Onyango and Ochieng’Odero (1994). The maize stem cuttings were changed 1-2 times /week during larvae rearing. All tubes were plugged with a cotton wool, tagged and kept in the laboratory until pupation or emergence of parasitoids. Freshly formed pupae and those collected from maize fields and wild hosts were individually transferred to

- 69 plastic tubes with dimensions as aforementioned and provided with small maize stem cuttings to maintain humidity, thus avoiding their desiccation until emergence of moths or parasitoids. Recovered parasitoids were preserved in 70% ethanol. Both stemborers and parasitoids were sent to icipe, Nairobi, Kenya, where they were identified by Mr. Boaz Musyoka. Most of the collected stemborers and parasitoids were identified to species. When this was not possible, higher taxonomic levels such as genus or family were considered. Voucher specimens of identified moth and parasitoid species are kept at CSB, Kisangani, DR Congo and the Institut de Recherche pour le Développement (IRD), France. 5.2.2.3 Analysis of stemborers and parasitoids diversity Data on stemborers and parasitoids were grouped per host plant species and three indices were computed to describe stemborer diversity, that is, species richness (S), Berger-Parker dominance index (d), and Fisher-Williams diversity index (α). Species richness is a conceptually easy index based on presence, rather than relative abundance. It is widely used in ecology and biogeography. The Berger-Parker dominance index uses the abundance of the dominant species relative to the abundance of all species together on a sample unit. Finally, the Fisher-Williams diversity index is a useful statistic based on the log-series. It is particularly valuable if N > 1000 because of its lack of sensitivity to the greatly fluctuating common species. It is a parametric index that describes the relationship between the number of species and the number of individuals in those species. The software PAST 2.17c (Hammer et al. 2001) was used to generate diversity indices.

- 70 5.2.2.4 Analysis of the parasitoid community quantitative network on stemborer host plants The recovered parasitoids were grouped per their respective host plants in order to generate the interaction profile and ecological network. In the ecological network, six metrics, two at the guild level (niche overlap and the V. score) and four at the species level (partner diversity, species strength, species specificity index and weighted betweenness) were computed to assess the network structure. Following Dormann et al (2009) and Kaiser-Bunbury and Blüthgen (2015) the niche overlap index measures the mean interaction pattern between the species of the same trophic level whereby 0 indicates no common use of niche whereas 1 indicates a perfect niche overlap. The V score is a variance-ratio of species numbers to individuals. Values larger than 1 indicate a positive aggregation whereas values between 0 and 1 indicate a disaggregation among species. The species strength is the sum of dependencies of each species which aims at quantifying a species’ relevance across all its partners. The species specificity index is a coefficient of variation of interactions which values of 0 indicate low, and those of 1 indicate high specificity. Partner diversity measures the mean Shannon diversity of the number of interactions for the species at that level. The interaction profile and ecological network were generated using the package Bipartite (Dormann et al. 2008; Dormann et al. 2009) which is included in the software R (R Core Team 2016). 5.3 Results 5.3.1 Diversity of stemborer host plants Apart from maize sampled in cultivated habitats, nineteen other host plants were encountered in the wild habitats: Acroceras zizanioides (Kunth) Dandy, Andropogonae sp, Cyperus distans L., Cyperus sp 1, Cyperus sp 2, Echinochloa pyramidalis (Lam.) Hitchc. and Chase, M. maximus, Panicum sp, Paspalum paniculatum L., Paspalum virgatum L., Pennisetum sp., Pennisetum

- 71 purpureum Schumach., Pennisetum polystachion (L) Schult., Pycreus polystachyos (Rottb.) P. Beauv., Rottboellia conchinchinensis (Lour.) Clayton, Scleria melanocephala Kunth, Setaria megaphylla (Steudel) T. Durand. & Schinz, and Vossia cuspidata (Roxburg) Griffith. 5.3.2 Stemborer and parasitoid species collected in the surveyed area A total of 5962 stemborers were collected during this survey. Of these, 2533 and 3429 were collected on maize and wild host plants, respectively. Emerged stemborers comprised at least 19 species distributed in five families, i.e. Cossidae, Crambidae, Noctuidae, Pyralidae and Tortricidae. Five species infested maize (B. fusca, S. calamistis, Chilo aleniellus (Strand), E. saccharina, and M. nigrivenella (Lepidoptera: Pyralidae)) and eighteen species infested wild host plants (Table 1). In general, noctuids were the most commonly encountered stemborers representing 61.6% on maize and 66.5% in the wild habitats. Busseola fusca was the commonest species on maize accounting for 50.1 %, followed by E. saccharina (35.7%) and S. calamistis (11.6%). Uncommon species were represented by M. nigrivenella (1.5%) and C. aleniellus (1.1%). On wild host plants, stemborer populations were dominated by the C. aleniellus group which accounted for 26.0%. Among noctuids, Manga nubifera Hampson (17.2%) and B. quadrata Bowden (11.0%) were the most represented stemborers followed by S. nonagrioides, P. serrata (9.9%), S. congoensis (9.2%) and S. calamistis (6.7%). Busseola fusca was less common on wild host plants accounting for only 1.0%. Pyralids were represented by some larvae in the sub-family Phycitiinae (2.4%) and E. saccharina (0.4%). As to parasitoids, at least 20 species were recovered during this survey whereby 15 species parasitized stemborers on maize and 16 species parasitized stemborers in the wild habitats. Hymenopteran were the most common parasitoids on maize and in wild habitats accounting for 77.4% and 53.2%, respectively. Among them, C. sesamiae was the most represented species accounting for 26.4% on maize and 20.9% in the wild habitats. Syzeuctus ruberrimus Benoit and

- 72 Enicospilus ruscus Gauld and Mitchell were also common in both habitats. Among Diptera, Siphona murina, Siphona sp and Sturmiopsis parasitica were common on maize while S. murina, S. parasitica and an unidentified tachinid were common on wild host plants. Table 5.1. Stemborer and parasitoid diversity in the surveyed area (continued) Order

Family

Stemborers Lepidoptera Noctuidae

Genus

Proportion population (%) ZM

WH

mediopuncta fusca quadrata nr segeta transversa calamistis congoensis nonagrioides penniseti nubifera serrata saccharina nigrivenella aleniellus agamemnon

x 50.1 x x x 11.6 x x x x x 35.7 1.5 x 1.1 x

0.1 1 11 0.1 0.5 6.7 9.2 10 0.8 17.2 9.9 0.4 x 2.4 26.0* 1.1

Schoenobiinae sp

-

x

1.3

-

-

x

2.1

-

-

x

0.2

Acrapex Busseola

Carelis Sesamia

Manga Poeonoma Eldana Pyralidae Mussidia Phycitiinae spp Crambidae Chilo

Cossidae sp 7 Tortricidae

Specific name

- 73 -

Table 5.1. Stemborer and parasitoid diversity in the surveyed area (continued) Order

Family

Parasitoids Hymenoptera Braconidae

Diptera

Nematoda

Genus

Bracon Bracon Bracon sp Cotesia Euvipio Ichneumonidae Campoplex Enicospilus Syzeuctus Procerochasmias Chalcididae Brachymeria sp Encyrtidae Eulophidae Pediobius Pteromalidae Norbanus Tachinidae Descampsina Lydella Siphona Siphona Sturmiopsis Tachinidae Methidae

Specific name

sesamiae testaceorufatus sesamiae rufa techer ruscus ruberrimus nigromaculatus furvus sp sesamiae nr sesamiae murina sp parasitica Species richness

Proportion population (%) ZM WH 1.1 x x 26.4 x 2.2 4.3 13.2 1.1 x 21.1 1.1 6.5 1.1 1.1 4.4 7.6 6.6 x 2.2

1.9 1.9 1.0 20.9 1.0 1.9 10.4 10.5 1.0 1.0 x x 1.7 x 1.9 14.3 1.0 15.2 14.3 x

15

16

Caption WH: Wild habitats; ZM: Zea mays; x: species not recovered; -: unknown species; *Chilo aleniellus group 5.3.3 Distribution and diversity of stemborer species on their host plants The number of stemborers collected per host plant species and their species richness varied among host plants. Out of 19 host plants sampled in this survey, M. maximus yielded 1826 stemborers, that is, 53.3% of stemborers collected in the wild habitats (Table 2). Pennisetum purpureum had the highest species richness value (7 species; α = 0.653), followed by V.

- 74 cuspidata (6 species; α = 1.377) and M. maximus (5 species; α = 0.627). Maize shared four stemborer species with some wild host plants, namely B. fusca (M. maximus and P. paniculatum), C. aleniellus (M. maximus, P. virgatum, P. purpureum, P. polystachyon), S. calamistis (A. zizanioides, M. maximus, P. paniculatum, Pennisetum sp, P. purpureum, and V. cuspidata), and E. saccharina (E. pyramidalis, P. purpureum, and P. polystachyos). 5.3.4 Distribution and diversity of parasitoid species on their host plants Among wild host plants, V. cuspidata had the highest parasitoid species richness (9 species) followed by M. maximus (6 species) and P. purpureum (5 species). (Table 3). Maize shared eight and seven parasitoid species with V. cuspidata and M. maximus, respectively. Cotesia sesamiae was the most commonly encountered parasitoid in both habitats, accounting for 26.4% in maize and 20.9% in wild host plants. It was followed by S. ruberrimus (13.2%/10.5%) and S. parasitica (6.6%/15.2%). While P. furvus (Gahan), Descampsina sesamiae Mesnil, Siphona sp and the parasitic nematod, were recovered only from Z. mays, Bracon testaceorufatus Granger, Bracon sp, E. rufa and Brachymeria sp were recovered only from wild host plants.

- 75 Table 5.2. Distribution and diversity of stemborer species on their host plants.

Meg

Host plant Pas Ppa Pvi

+

+

SB Zea Amd Bfu Bqu Bseg Cal Cag Catr Esa Mni Mnu Sca Sco Sno Spe Pser Cos7 Carg Phyc Scho Tort I S NG α d

And

Azi

Cyd

Cy1

Cy2

Ecp

+

Pensp

Ppur

Ppl

Pyp

Rco

Scl

Sme +

Vcu

+ +

+

+ +

+ +

+

+ + +

+ +

+

+

+ + +

+

+

+

+

+

+

+ + +

+

+ +

+

+

+

+ + +

+ +

+ +

+ +

+ 2533 5 5 0.599 0.501

7 1 1 0.319 1

8 1 1 0.302 1

38 28 1 2 1 2 0.188 0.493 1 0.929

+ 12 2 2 0.685 0.833

+ +

293 4 4 0.655 0.495

1826 5 4 0.627 0.616

1 1 1 0.000 1

53 2 2 0.411 0.717

52 2 2 0.413 0.961

28 1 1 0.203 1

297 7 5 0.653 0.667

21 2 2 0.544 0.667

+ 6 3 3 2.388 0.667

17 1 1 0.232 1

28 333 381 2 3 6 2 3 3 0.459 0.639 1.432 0.882 0.829 0.420

- 76 SB: stemborer species; I: number of stemborers (individuals) collected; S: species richness; NG: number of genera identified; α: Fisher-Williams diversity index; d: Berger-Parker dominance index; +: species recovered. Stemborers: Amd: Acrapex mediopuncta; Bfu: Busseola fusca; Bqu: Busseola quadrata; Bseg: Busseola nr segeta; Cal: Chilo aleniellus; Cag: Chilo agamemnon; Catr: Carelis transversa; Esa: Eldana saccharina; Mni: Mussidia nigrivenella; Mnu: Manga nubifera; Sca: Sesamia calamistis; Sco: Sesamia congoensis; Sno: Sesamia nonagrioides; Spe: Sesamia penniseti; Pser: Poeonoma Serrata: Cos7: Cossidae sp 7; Cagr: Chilo aleniellus group ; Phyc: Phycitiinae; Sch: Schoenobiinae; Tort; Tortricidae. Host plants: Zea: Zea mays; And: Angropogonae sp; Azi: Acrocerus zizanioides; Cyd: Cyperus distans; Cy1: Cyperacea sp 1; Cy2: Cyperaceae sp 2; Ecp: Echinochloa pyramidalis; Meg: Megathrysus maximus; Pas: Panicum sp; Ppa: Paspalum paniculatum; Pvi: Paspalum virgatum; Pensp: Pennisetum sp; Ppur: Pennisetum purpureum; Ppl: Pennisetum polystachion; Pyp: Pycreus polystachyos; Rcon: Rottboellia conchinchinensis; Sme: Setaria megaphylla; Scl: Scleria sp; Vcu: Vossia cuspidata.

- 77 -

Table 5.3. Parasitoid species and their associated on host plants Host plant

Parasitoid species Bry

Zea Cyd

Bse +

Bte

Bsp

+ +

Ecp Meg Ppa Pvi

+

Ppu Sme

+

Vcu

Cse +

Cte + +

Eru +

Evr

Sru + +

Pni +

Pfu +

S

Nor +

Dse +

Lse +

Smu +

+

+

+

+ + +

+

+

+

+

+

+

+

+ +

+ +

+

Spa +

+

+ +

Ssp +

+

+ +

+

+

Nem +

Enc +

15 2 2 7 3 1 5 3 9

Parasitoids: Bry: Brachymeria sp; Bse: Bracon sesamiae; Bte: Bracon testaceorufatus; Bsp: Bracon sp; Cse: Cotesia sesamiae; Cte: Campoplex techer; Eru: Enicospilus ruscus; Sru: Syzeuctus ruberrimus; Pni: Procerochasmias nigromaculatus; Pfu: Pediobius furvus; Nor: Norbanus sp; Dse: Descampsina sesamiae; Lse: Lydella nr sesamiae; Smu: Siphona murina; Ssp: Siphon sp; Spa: Sturmiopsis parasitica; Nem: Nemathoda; Enc: Encyrtidae.

- 78 5.3.5 Parasitoid-stemborer host plant ecological network The profile of interactions and the ecological network between parasitoids species and stemborer host plants are displayed in Fig. 2 and Fig 3, respectively. In this profile, the intensity of the color indicates the intensity of the interactions. As to the ecological network, at the guild level, the web comprised 19 parasitoids species visiting 3.97 plant species each and 9 host plant species visited by 10.7 parasitoid species each (Table 4). The niche overlap index was 0.43 with a V score of 2.2 in the parasitoid community. At the species level, three generalist parasitoid species played an important role in the parasitization of stemborers in the rain forest zone of DR Congo, that is C. sesamiae (S.I = 0.53), E. ruscus (S.I = 0.34), and S. parasitica (S.I = 0.75) being involved in 70.0%, 23.9% and 5.9% of interactions. Cotesia sesamiae was recovered from seven plant species while E. ruscus and S. parasitica were recovered from six and three host plant species, respectively.

Zea.mays

Vossia.cuspidata

Megathrysus.maximus

Pennisetum.purpureum

Echinochloa.pyramidalis

Setaria.megaphylla

Paspalum.paniculatum

Paspalum.virgatum

Fig. 5.2 Profile of the parasitoid-stemborer host plant Interactions

Descampsina.sesamiae

Pediobius.furvus

Brachymeria.sp

Euvipio.rufa

Nemethidae.sp

Bracon.testaceorufatus

Bracon.sp

Bracon.sesamiae

Procerochasmias.nigromaculata

Lydella.sesamiae

Campoplex.techer

Siphona.sp

Norbanus.sp

Siphona.murina

Enicospilus.ruscus

Encyrtidae.sp

Sturmiopsis.parasitica

Syzeuctus.ruberrimus

Cotesia.sesamiae

Cyperus.distans

- 79 Table 5.4. Species characteristics in the parasitoid-host plant ecological network Community level analysis Metric

Value Parasitoids Host plants 19 9 3.97 10.67 0.43 2.18 -

Number of species Number of links Niche overlap V. score Species level analysis Parasitoid species

P.D

S.S

S.I

W.B

Cotesia sesamiae Enicospilus ruscus Euvipio rufa Brachymeria sp. Procerochasmias nigromaculata Sturmiopsis parasitica Siphona murina Lydella sesamiae Siphona sp. Syzeuctus ruberrimus Bracon sesamiae Bracon sp. Bracon testaceorofatus Norbanus sp. Nemethidae sp. Etncyrtidae sp. Campoplex techer Pediobius furvus Descampsina sesamiae

1.39 1.64 0.0 0.0

3.18 1.80 0.11 0.17

0.53 0.34 1.00 1.00

0.700 0.239 0.0 0.0

0.69 1.03 0.92 1.09 0.45 0.95 0.64 0.0 0.0 0.74 0.0 0.0 0.33 0.0 0.0

0.12 0.58 0.51 0.23 0.10 0.55 0.06 0.40 0.05 0.27 0.02 0.21 0.59 0.01 0.01

0.88 0.75 0.75 0.75 0.88 0.75 0.88 1.00 1.00 0.75 1.00 1.00 0.63 1.00 1.00

0.0 0.059 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0

P.D: partner diversity; S.I: specificity index; S.S: species strength; W.B: weighted betweenness.

80

Nemethidae.sp Siphona.sp Procerochasmias.nigromaculata Descampsina.sesamiae Euv ipio.ruf a Ency rtidae.sp Pediobius.f urv us

Pennisetum.purpureum Paspalum.v irgatum

Cotesia.sesamiae

Zea.may s

Norbanus.sp

Sy zeuctus.ruberrimus

Megathry sus.maximus

Enicospilus.ruscus Campoplex.techer Siphona.murina Brachy meria.sp Bracon.sp Sturmiopsis.parasitica Bracon.sesamiae Bracon.testaceoruf atus Ly della.sesamiae

Echinochloa.py ramidalis

Fig. 5.3 Parasitoid- stemborer host plant ecological network.

Vossia.cuspidata

Setaria.megaphy lla Paspalum.paniculatum Cy perus.distans

81

5.4 Discussion Prior to this study, stemborer species composition was compared on maize, P. purpureum and M. maximus (Kankonda et al. 2014). Four stemborers (B. fusca, S. calamistis, E. saccharina, C. aleniellus) and one earborer (M. nigrivenella) were collected on maize whereby E. saccharina was found to be the most important species. In the present survey, the same five species were collected corroborating our earlier findings (Table 1). Nevertheless, in contrast to our previous results, B. fusca was the most frequently encountered species on maize corroborating results by Ndemah and Schulthess (2002) and Ndemah et al. (2007) who reported B. fusca to predominate in the lowland forest of Cameroon. The observed difference between our two studies may be attributed to the difference in the extent and duration of the surveys. While the present survey encompassed four cropping seasons and 87 maize fields yielding four times more stemborers against two cropping seasons and 24 maize fields in the previous survey with 635 stemborers collected. This difference might also result from interannual variabilities in stemborer populations. In addition, stemborer densities are generally lower in cultivated than in wild habitats (Gounou and Schulthess, 2004). The apparent opposite tendency observed in this study is due to maize being sampled on an area of 16 km2 while sampling in the wild habitats was carried out on a wider area. The species richness of stemborers in this study is high when compared with the values obtained in the Guineo-Congolian forest of Cameroon where only 10 species were collected (Ong’amo et al. 2014). Hence, our results suggest that we have captured in a satisfactory manner the diversity of stemborers in the rain forest of the DR Congo. However, the obtained value is lower compared to dozens of stemborer species collected on wild hosts in east and southern Africa with more open

82 vegetation mosaics (Le Ru et al. 2006a,b; Ong’amo et al. 2006a,b; Mailafiya et al. 2009). Such a difference has been observed in Cameroon whereby the low laying vegetation mosaics (GuineoCongolian rainforest and lowland rainforest wetter types) had a lower stemborer species diversity than the open altitude undifferentiated montane vegetation (Ong’amo et al. 2014). Open vegetation mosaics are characterized by a rich and diversified grass flora (McClanahan and Young 1996). As suggested by data on resource availability (Bernays and Chapman 1994), phytophagous insects are able to specialize on a host plant when such a resource is extremely abundant and reliable. Low diversity of parasitoids in the rain forest is a direct consequence of the lower diversity of stemborers and host plants. The role played by host plants in the ecology of phytophagous insects and that of their natural enemies has been documented (Price et al. 1980; Harvey and Gols 2011; Singer et al. 2009; Ode 2013). According to Ode (2013), host plant chemistry can affect parasitoid fitness in that it influences the suitability of phytophagous insects that feed on them. As such parasitoids will be likely to build up important populations on plants with more suitable hosts. Our results and those of Mailafiya et al. (2009) found parasitoid diversity to be higher on host plants with high stemborer diversity. Hence, M. maximus and V. cuspidata which had a higher stemborer diversity yielded higher parasitoid species richness values (Table 2 and 3). This observation is in support to the assertion that wild habitats rich in suitable stemborer host plants can serve as a refuge for both stemborers and parasitoids (Schulthess et al. 1997; Ndemah et al. 2002; Mailafiya et al. 2010a). As shown by a number of studies, habitat changes affect both species diversity and network structure, and consequently, the provision of ecosystem services like biological control (Dunne 2006; Tylianakis et al. 2006, 2007, 2010; Gagic et al. 2011;). Elsewhere, Dunne et al. (2002) suggested that food webs are more robust to changes when species with most links in the

83 community are conserved. In this study, we found C. sesamiae, E. ruscus, L. sesamiae and S. parasitica to have higher values of partner diversity. As indicated by Kaiser-Bunbury and Blüthgen (2015), a higher partner diversity reduces the reliance on a few species and increases robustness to stochastic or anthropogenic habitat disturbances. Nevertheless, our data showed that only C. sesamiae, E. ruscus and S. parasitica were the most important parasitoid species as they had higher species strength values, relatively low specificity index and captured 99.8% of interactions (Table 4). As such, they can be regarded as potential targets of conservation actions for the control of maize stemborers in the rain forest of DR Congo. Niche overlap and V score values of 0.43 and 2.18, respectively, suggest acceptable levels of aggregation in the parasitoid community. The rain forest of DR Congo is currently subjected to an accelerating logging which leads to the change of its vegetation composition through the spread of grasses (de Wasseige et al. 2009; Bamba 2008). Megathrysus maximus, a widespread pioneer grass in most open spaces (Nshimba 2008), was found to be connected to seven parasitoid species controlling stemborers on maize (Fig. 2). Manga nubifera and C. aleniellus, the most abundant stemborer species found on this grass can be seen as important resources for the survival of these parasitoids in agro-climatic conditions of Kisangani. For this reason, the spread of suitable wild host plants can be expected to lead to an increased parasitoid diversity and a natural biological control potential through “spillover effect” (Tscharntke et al. 2007). Thus the role played by wild habitats in the infestation of crop fields by stemborers and their control by natural enemies appears to be contingent on the abundance and distribution of suitable host plants in the landscape (Thies and Tscharntke 1999; Diaz and Cabido 2001). Elsewhere, higher diversity of stemborers and parasitoids on V. cuspidata, which grows in swamps and alike moist areas, highlights the importance of this kind of

84 environments for the conservation of biodiversity and related ecosystems services it can provide (Blackwell and Pilgrim 2011). To conclude, the information generated in this study is of great importance in that, as a starting line, it unveils the diversity of lepidopteran stemborers and their associated parasitoids species both on maize and wild host plants in the rain forest of DR Congo. While maize has gained importance as a staple food for people living in the forest zone, still a lot is to be learnt about the ecology of stemborers and their natural enemies before we devise sound pest management strategies. Our data showed that stemborers infesting maize share many parasitoid species with those feeding on wild grasses with C. sesamiae, E. ruscus and S. parasitica accounting for most of the interactions. However, we need to understand how this parasitoid community react to ongoing spread of grasses and its consequences for the conservation biological control of maize stemborers in agro-climatic conditions of the rain forest in DR Congo.

85

Chapitre 6 Disturbance of the rain forest has the potential to enhance egg parasitism of lepidopteran noctuid stemborers in Kisangani, DR Congo2 Onésime M. Kankonda1, Benjamin D. Akaibe1, Boaz Musyoka2, Yaovi A. Bruce2 & Bruno-Pierre Le Ru3,4 1. Laboratory of Ecology and Management of Animal Resources, Faculty of Sciences and Biodiversity Monitoring Center, University of Kisangani, P.O. Box 2012, Kisangani, Democratic Republic of Congo 2. ICIPE-African Insect Science for Food and Health, P.O. Box 30772, Nairobi, Kenya 3. IRD/CNRS UMR IRD 247 EGCE, Laboratoire Evolution Génomes Comportement et Ecology, CNRS, Gif sur Yvette Cedex, France 4. Université Paris Sud 11, 91405 Orsay Cedex, France

Abstract Landscape context influences population dynamics of insects and impacts biological processes within communities. It was expected that anthropogenic disturbances of the rain forest landscape in DR Congo would lead to a decreased level of noctuid stemborer egg parasitism as a consequence of a decoupling between stemborers and their naturally occurring parasitoids through dispersal. To test this hypothesis, noctuid egg batches were collected in maize fields along an anthropogenic disturbance gradient to assess change in the rates of eggs parasitism and

2

Ce chapitre est publié comme article scientifique dans African Journal of Ecology (2017), 55(3), 328-341. DOI: 10.1111/aje.12357

86 maize plant infestation with noctuid egg batches. Our results showed that, in contrast to what was initially expected, egg parasitism increased from less to highly disturbed landscape whereas maize infestation had an inverse tendency. Discovery efficiency and mean egg parasitism were 1.416 and 1.392 times higher, respectively, in the most than in the less disturbed landscape. The numbers of eggs and egg batches per 100 maize plants were 0.55 time and 0.532 time the value in the less disturbed landscape suggesting a dilution of the stemborer population within a large habitat patch encompassing cultivated fields and the surrounding wild host plants. It was concluded that the presence of suitable host plants enhances noctuid stemborers egg parasitism in adjacent maize fields. Key words: biological control, dispersal, egg parasitism, Kisangani, noctuid stemborers, rain forest Résumé Le contexte paysager influence la dyanamique des populations d’Insectes et a un impact sur les processus biologiques au sein des communautés. L’on s’attendait à ce que les perturbations anthropiques du paysage de forêt pluviale en RD Congo entraînent une diminution du parasitisme des oeufs des Lépidoptères Foreurs de la famille des Noctuidés, résultant du découplage entre ces Insectes Foreurs et leurs Parasitoïdes dû à la dispersion. Pout tester cette hypothèse, nous avons collectés des paquets d’oeufs de noctuidés dans des champs de maïs le long d’un gradient de perturbations humaines pour évaluer le changement du taux de parasitisme des oeufs et l’infestation des plants de maïs par des amas d’oeufs de noctuidés. Nos résultats ont montré que, contrairement à ce qui était attendu, le parasitisme des oeufs augmenetait des paysages moins perturbés vers les paysages très perturbés alors que l’infestation connaissait une tendance inverse.

87 L’efficacité des découvertes et le parasitisme moyen des oeufs étaient respectivement 1,446 et 1,392 fois plus élevés dans le paysage plus perturbé que dans le moins perturbé. Le nombre d’oeufs et celui d’amas d’oeufs par 100 plants de maïs étaient 0,55 et 0,532 fois celui dans le paysage moins perturbé; ce qui suggère une dilution des populations de Foreurs dans un vaste espace d’habitats comprenant des champs cultivés et les plantes hôtes sauvages environnantes. Nous concluons que la présence de plantes hôtes propices augmente le parasitisme des oeufs de noctuidés Foreurs dans les champs de maïs proches. Mots-clés : control biologique, dispersion, parasitage des oeufs, Kisangani, Foreurs de la Familles des Noctuidae, forêt humide 6.1 Introduction Landscape attributes influence population dynamics of insects and affect their biotic interactions. Landscape composition together with habitat connectivity are factors explaining the difference in insect community processes (With, 2004; Heisswolf et al., 2009). For example, Heisswolf et al. (2009) found the population density of the beetle Cassida canaliculata Laich. (Coleoptera: Chrysomelidae) to be positively correlated with the density of its host plant Salvia pratensis in the landscape. Insects move between patches to meet their resource requirements such as hosts and mates (Schellhorn, Bianchi & Hsu, 2014). However, their ability to move from one patch to another is dependent on, among others the biophysical characteristics of the surrounding matrix habitat (Dunning, Danielson, & Pulliam, 1992; Taylor et al., 1993). In some instances, matrix habitat has been shown to behave as a barrier or a filter to insects dispersing through the landscape (Ricketts, 2001; Cronin, 2003). Such an effect was observed by Cronin (2003) whereby a matrix habitat consisting of mudflat was more resistant to movement of Anagrus columbi

88 Perkins (Hymenoptera: Mymaridae), egg parasitoid of Prokelisia crocea (Van Duzee) (Hemiptera: Delphacidae), than was a matrix habitat made up of the invasive grass, Bromus inermis, or a mixture of native grass species. In agricultural landscapes, the matrix habitat was also reported to provide resources in terms of alternative hosts, high amounts of food resources (nectar and pollen), and shelter from disturbances that enhance parasitoids fitting and pest control in neighboring agroecosystems (Thies & Tscharntke, 1999; Bianchi et al., 2006; Zhao et al., 2013; van Rijn & Wäckers, 2015). Thies & Tscharntke (1999) reported high parasitism rates of the rape pollen beetle Meligethes aeneus (Coleoptera: Nitidulidae) along old field margins and old fallows. The authors concluded that matrix habitat type enabled parasitoid populations to build up and disperse into the cultivated field. Ultimately, the landscape context does not affect all insect species the same way (Kruess & Tscharntke, 1994; Zabel & Tscharntke, 1998; Thies, SteffanDewenter & Tscharntke, 2003) and this difference is likely to affect host-parasitoid interactions (Roland & Taylor, 1997; van Nouhuys, 2005). For example, comparing the abundances of the bean stinkbug Riptortus pedestris (Hemiptera: Alydidae) and its egg parasitoid Ooencyrtus nezarae (Hymenoptera: Encyrtidae) between forest edges and soybean fields, Tabuchi et al. (2014) found the abundance of O. nezarae to be lower in soybean fields than in the forest edges comparatively to R. pedestris. This difference was attributed to differential dispersal abilities and species response to landscape structure. Those evoked different mechanisms of landscape context effects on insect community suggest that changes of the structure and composition of an agricultural landscape coupled to insect species specific traits are likely to influence population dynamics of insect pests and affect natural biological control in agroecosystems. In the DR Congo, the rain forest is subjected to intense anthropogenic disturbances among which logging and conversion of natural vegetation to agricultural land through shifting cultivation (de

89 Wasseige et al., 2008; Katembera et al., 2015). These activities have led to the fragmentation of the native forest vegetation and spread of grasses (Nshimba, 2008; Bamba, 2010). In areas dominated by the native primary forest vegetation, cultivated fields are distributed in an oceanlike vegetation encompassing thick stands of high trees. This vegetation might hamper the dispersal of agricultural pests and/or their natural enemies in the landscape. Forest logging opens corridors that enhance insects’ dispersal through the landscape and their colonization of new patches (Haddad & Baum, 1999). Haddad & Baum (1999) reported enhanced high densities of three butterfly species in patches connected by corridors made up of early-successional vegetation within a pine forest in South Carolina, USA. This effect was attributed among others to higher rates of interpatch movement through the corridors, the presence of essential host plants, and higher immigration rates into patches. Maize is the most important cereal crop in Sub-Saharan Africa where it is a staple food for 50% of population (M’mboyi et al., 2010). In the DR Congo, maize is cultivated throughout the country where it accounts for 12.6% of consumed calories. In the former Eastern Province encompassing the present study area, maize production, which was estimated at 97,765 tons in 2002, has more than doubled in 13 years reaching 243,537 metric tons in 2014. This trend suggests a rising interest towards this cereal (INS, 2015). These figures are expected to grow in the near future in tandem with the growing human population and related food needs. Lepidopteran stemborers are among the most economically important constraint to maize production in Africa (Bosque-Pérez & Schulthess, 1998; Seshu Reddy, 1998). Feeding by larvae on maize plants result in crop losses ranging from 10 to 100% (Kfir et al., 2002). However, the importance of these losses depends upon several factors among which the efficiency of the pool

90 of natural enemies intervening at each developmental stage of the stemborers (Setamou et al., 1995; Ndemah et al., 2003; Cugala et al., 2006). Management of agricultural landscapes has been identified as one of the sustainable means to control pests in agroecosystems through conservation biological control (Barbosa, 1998; Landis, Wraten & Gurr, 2000). In this regard, egg parasitoids represent an important source of mortality as they kill the pest before it damages the crop (Temerak, 1981). A positive relationship has been found between the rates of egg parasitism and maize yield at harvest (Setamou & Schulthess, 1995; Ndemah et al., 2003). In contrast to what was expected up to recently, lepidopteran stemborers, especially those belonging to the family Noctuidae, are very dispersive (Dupas et al., 2014). On the other hand numerous studies suggest that the third-trophic level insects tend to have limited dispersal abilities (Zabel & Tscharntke, 1998; Tscharntke, Rand, & Bianchi, 2005) and experience a sparser landscape than their phytophagous hosts (van Nouhuys, 2005). As such, it is expected that anthropogenic disturbances of the rain forest in the DR Congo is likely to lead to a decreased potential of natural biological control as a consequence of stemborers dispersing and escaping from their natural enemies (Visser et al., 2009). Noctuid stemborers such as Busseola fusca (Fuller, 1901) and Sesamia calamistis Hampson 1910 infest maize early in the season and are responsible for loss of plants (Cardwell et al., 1997). Thus, the objective of this study was to assess egg parasitism of noctuid stemborers along a gradient in anthropogenic disturbance in the rain forest of DR Congo.

91 6.2 Materials and Methods 6.2.1 Description of the surveyed areas The study was carried out in the northern outskirt of Kisangani (0º31’N, 25º11’E, 376 masl) from March 2013 to December 2014. The region is situated in the moist rain forest in the Congo basin. The rainfall regime is of a bimodal type with precipitations distributed between March to June (referred to as the first cropping season) and September to December (referred to as the second cropping season). However, rains can be observed in periods normally considered as dry. The annual mean rainfall is 1875 mm. The monthly mean temperature vary around 25º C with slight amplitudes during the year (van Wambeke & Evrard, 1954). Four sites (more or less 4 Km2 each) representing a human disturbance gradient were chosen for this study. Landscape structure and composition parameters were generated through the analysis of a 2010 satellite image using the software ArcGis 9.3 and interpreted following McGarigal & Marks (1994). Three land-use types were identified in the survey area, i.e. the native forest dominantly constituted of the mixed moist semi-evergreen Guineo-Congolian rain forest sensu White (1983), the secondary Guineo-Congolian rain forests at differing stages of regeneration (Lebrun & Gilbert, 1954) and a mixture of fields and fallows with differing abundance of grasses. A floristic inventory provided the abundance and diversity of grasses in each site following the procedure designed by Otieno et al. (2006). Wild hosts plants of noctuid stemborers were listed in each site based on previous studies in sub-Saharan Africa and our own data (Le Ru et al., 2006ab; Ndemah et al., 2007, Matama-Kauma et al., 2008, Ong’amo et al., 2006, 2013, 2014; Moolman et al., 2014; Mubenga, in prep.). This classification resulted in four landscapes with characteristics as shown in Table 6.1

92 Table 6.1 Landscape parameters in the surveyed sites Site

PF (%)

SF (%)

TF (%)

FF (%)

GR

GA

GD

GE

PD (Patch/100 ha)

Bawi

5.64

3.56

9.2

90.8

11

682

0.8401

0.8417

14.8

Malimba

72.11

27.03

99.14

0.86

12

564

0.496

0.4396

14.7

Kakolo 2

74.03

23.05

97.08

2.92

5

541

0.3057

0.3184

13.8

Kazombo

99.8

0.1

99.9

0.1

5

166

0.4308

0.4968

0.46

FP: proportion of ‘primary forest’ land-use type; FS: proportion of ‘secondary forest’ land-use type; TF: proportion of ‘total forested area’ (sum FP and FS); FF: proportion of ‘fields and fallows’ land-use type; GR: grasses species richness; GA: abundance of grasses (individuals); GD: diversity of grasses (Simpson index); GE: equitability of distribution of grasses in the landscape; PD: patch density index: number vegetation patches per 100 ha.

Bawi: the patch density index was 14.8 patches / 100 ha. The land-use type “fields and fallows” dominated the landscape covering 90.8% of the land and the total forested area covered 9.2%. Wild host plants of stemborers were represented by 11 plant species with a Simpson’s diversity index of 0.8401. Their relative abundance in the landscape was estimated to 682 individuals/quadrat. Wild hosts plants of noctuid stemborers were distributed as Panicum maximum Jacq. (25%), Paspalum paniculatum L. (22%), Pennisetum purpureum Schumach. (15%), Hyparrhenia diplandra (Hack.) Stapf (10%), Pennisetum polystachyon (L.) Schult. (9%), Sorghum arundinaceum (Desv.) Stapf (4%) and Setaria megaphylla (Steud.) T. Durand & Schinz (1%). An equitability value of 0.8417 suggests a fair distribution of grasses in the landscape. Chromolaena odorata (L.) King and Robinson, an invasive weed was also present showing an advanced degradation status of the native forest vegetation. Malimba: the patch density index amounted 14.7 patches per 100 ha. The “primary forest” and “secondary forest” land-use types occupied 72.11% and 27.03%, respectively with a total forested

93 area amounting 99.14% of the landscape. The relative abundance of grasses in the landscape was estimated to 564 individuals/quadrat representing 12 species with a Simpson’s diversity index of 0,496. Wild host species of stemborers found in this landscape were P. paniculatum (69%), P. maximum (11%), P. polystachyon (3%), P. purpureum (2%), S. megaphylla (1%), H. diplandra (1%) and S. arundinaceum (1%). The “fields and fallows” land use type covered 0.86%. An equitability value of 0.4396 suggests an uneven distribution of grass species on the landscape. Kakolo 2: the patch density index amounted 13.8 patches per 100 ha. The “primary forest” and “secondary forest” land-use types occupied 74.03% and 23.05%, respectively with a total forested area estimated as 97.08% of the landscape. Grasses abundance was 541 individuals/quadrat representing five species with a Simpson diversity index of 0.3057. Wild host species of stemborers were distributed as P. paniculatum (62%), P. maximum (16%), P. purpureum (2%), Setaria megaphylla (3%) and Cyperus distans (2%). The “fields and fallows” land use type covered 2.92% suggesting a low level of agricultural activities. An equitability value of 0.3184 suggests an uneven distribution of grass species on the landscape. Kazombo: it is the least fragmented landscape with a patch density index of 0.46 patches / 100 ha of landscape. The total forested area occupies 99.9% in the site, the field and fallow land-use type representing only 0.1%. Grasses were represented by five species with a relative abundance estimated as 166 individuals/quadrat and a Simpson’s diversity index of 0.4308. However, it is worth noting that the grasses diversity in this site is overestimated since grasses were mostly concentrated in the area close to the roadside. P. paniculatum (72%), P. maximum (4%), S. megaphylla (2%) and S. arundunaceum (1%) were the dominant wild hosts of noctuid stemborers found in the landscape. An equitability value of 0.4968 suggests an uneven distribution of grass species on the landscape.

94 The patch density index measures the level of fragmentation and heterogeneity in a landscape whereby the most fragmented landscape is the most disturbed as well, providing a range of resources for widely distributed species. The results of the landscape characterization showed that Bawi, Malimba and Kakolo 2 had similar patch density indices suggesting a similar degree of fragmentation in all of them. Nevertheless, a proportion of “fields and fallows” as higher as 90.8 % associated with a higher abundance of grasses suggested that Bawi was the most disturbed site. In contrast Kazombo was the less disturbed site with the lowest patch density index. It also had the lowest species richness of grasses. Kakolo 2 and Malimba were roughly similar with regard to the proportions of the primary forest, secondary forest, total forested area in the landscape and abundance of grasses. The two sites were only different in terms of grasses species richness and diversity that were higher in Malimba than Kakolo 2. While the fields in Bawi and Malimba belonged to smallholder farmers, fields in Kakolo 2 and Malimba were part of large concessions with limited access. Paspalum paniculatum and P. maximum were the most common wild host grasses found in all four landscapes. Paspalum paniculatum was more abundant in landscapes with high total forested area, i.e. Kazombo, Kakolo and Malimba. In contrast, P. maximum was most abundant in Bawi where grasses dominated and its abundance decreased towards Kazombo, the less disturbed landscape. Its deep, dense and fibrous root system allows this grass to survive water stress conditions that happen in degraded landscapes like Bawi (Aganga & Tshwenyane, 2004). 6.2.2 Sampling design In Kisangani, maize is cropped almost the all year round. For ease of data analysis, the period spanning from January to June was referred to as the “first cropping season” while the period

95 spanning from July to December was referred to as the “second cropping season” (van Wambeke & Evrard, 1954). Egg batches were collected in fields where maize was the only cereal cropped and planted since less than four weeks. Every field visited was divided into four sections and a 25 m2 quadrat was installed in each section. In the quadrat, lower leaf sheaths of 25 maize plants taken randomly were opened to search for egg batches. After a visual egg count, egg batches were individually transferred to glass vials (diameter x height: 15 x 70 mm) plugged with cotton wool and kept in the laboratory for three weeks until emergence of parasitoids, stemborer larvae or both. Emerging larvae were reared on maize cuttings in plastic tubes (diameter x length: 25 x 210 mm) and kept at laboratory temperature until pupation. Pupae were individually placed in plastic tubes and provided with small maize stem cuttings to maintain a good level of humidity and thus avoiding their desiccation until emergence of moths or parasitoids. All containers were plugged with cotton wool. Emerging moths were identified by dissection of the genitalia after immersion in boiling NaOH 10% following the procedure by Maes (1998) whereas parasitoid were kept in 70% ethanol, pre-identified at Centre de Surveillance de la Biodiversité (CSB) and finally identified at icipe, Nairobi, Kenya and at Institut de Recherche pour le Développement, Gif-surYvette Cedex, France, through gene sequencing. Voucher specimens of adult stemborers and parasitoids are kept at CSB and IRD. The rate of maize infestation was estimated as the ratio between the number of plants bearing egg batches and the total number of plants observed in a field multiplied by 100. Two types of egg parasitism were defined: (a) mean egg parasitism per field calculated as percentage of eggs parasitized within individual batches, averaged over all egg batches found in the field which provide information about parasitoid fecundity; (b) percentage of egg batches with parasitoids per

96 field –referred to as ‘discovery’ efficiency – which provides information about the searching ability of a parasitoid (Bin & Vinson, 1991). 6.2.3 Statistical analysis Collected data were analyzed using the generalized linear model under the software SPSS 20.0 (IBM Statistics, 2011). Percentages data (infestation and egg parasitism) were analyzed using a binomial error distribution with a logit link function while count data (parasitoid species abundance and number of eggs and egg batches per 100 maize plants) were analyzed using a Poisson error distribution with a log link function (McCullagh & Nelder, 1989). As egg parasitism and maize infestation were expected to depend upon abundance of wild host plants of borers (Schulthess, Chabi-Olaye & Goergen, 2001), we added this variable as a covariate. Models were fitted using the Fisher’s criteria method and scaled with the Pearson’s chi-square. Estimated mean differences were computed to compare infestation and parasitism parameters in Bawi, Malimba and Kakolo 2 to Kazombo. Kazombo was considered the reference site since it had the lowest disturbance level (Table 6.1). Least significant difference was adjusted for multiple comparisons. Estimated marginal means were estimated based on the original scale. Bivariate correlation analysis was further computed to explore relationships between landscape parameters, maize infestation and egg parasitism. Significance level was set at P ≤ 0.05. 6.3 Results 6.3.1 Parasitoids and stemborer species diversity A total of 61 fields were surveyed, 19 in Bawi, 27 in Malimba, 8 in Kakolo 2 and 7 in Kazombo. In total 685 eggs batches containing 10272 eggs were collected. Three parasitoid species emerged from stemborer eggs, Trichogramma sp (Hymenoptera: Trichogrammatidae), Telenomus sp

97 (Hymenoptera: Scelionidae) and Gonatocerus sp (Hymenoptera: Mymaridae). Trichogramma sp was the most abundant species accounting for 56.4% of the parasitoid community, followed by Telenomus sp and Gonatocerus sp representing 43.3% and 0.3%, respectively. About 59.4% or 407 of the collected egg batches yielded parasitoids. Two stemborer species, B. fusca and S. calamistis, were detected with each species constituting 35.1% and 64.9%, respectively. 6.3.2 Effects of the disturbance gradient on maize infestation and egg parasitism Across sites maize infestation with egg batches decreased along the disturbance gradient from less to highly disturbed site except in Malimba where it was higher than in the reference site Kazombo. Comparatively to Kazombo, the mean differences in infestation rates were -1.0 ± 0.1% in Kakolo 2, 5.0 ± 1.2% in Malimba and -3.0 ± 1.2% in Bawi (Table 6.2). The difference between Kazombo and Kakolo 2 was not significant. The probability of infestation was 1.769 times higher in Malimba (χ2c=19.771; p = 0.009) whereas it was 0.576 time lower in Bawi (χ2c = 8.36; p = 0.004) comparatively to Kazombo. The same trend was observed in terms with the mean number of egg batches per 100 plants and the mean number of eggs per 100 plants. Hence, the mean differences in egg batches per 100 plants were -1.4 ± 1.2 in Kakolo 2, 7.3 ± 1.9 in Malimba and 6.1 ± 1.8 in Bawi with later being 0.532 time lower (χ2c = 11.926; p = 0.001) comparatively to the reference site Kazombo while the mean number of eggs per 100 plants ranged from 178.7 ± 6.0 in Kazombo 184.8 ± 5.9 in Kakolo 2, 308.7 ± 3.7 in Malimba and 98.2 ± 2.7 in Bawi. On the contrary to infestation rates, egg parasitism increased from Kazombo towards Bawi. Difference in discovery efficiency ranged from -2.0 ± 2.5% in Kakolo 2 to 8.0 ± 2.1% in Bawi and there was no significant difference between Malimba and Kazombo. Only the difference between Bawi and Kazombo was significant with the probability of discovery efficiency 1.416 times higher (χ2c = 13.312; p < 0.0001) in Bawi. Mean egg parasitism followed the same trend

98 increasing by 1.392 times in Bawi (χ2c = 9.868; p = 0.002). For all of the five observed parameters, estimated values were higher in the second season comparatively to the first. While infestation was five times higher (χ2c = 184.154; p < 0.0001), the increase was four times higher (χ2c = 136.598; P < 0.0001) and five times higher (χ2c = 2363.897; p < 0.0001) for eggs and egg batches numbers, respectively.

.

99 Table 6.2. Maize infestation and egg parasitism along the disturbance gradient (mean ± SE) Site Bawi Malimba Kakolo 2 χ2m Df Pm Season 1 χ2m df Pm Site Bawi Malimba Kakolo 2 χ2m df Pm Season

Infestation (%) Cont χ2c Pc Coef - 3.0 ± 1.2 8.36 0.004 0.576 5.0 ± 1.2 19.771 0.009 1.769 - 1.0 ± 0.1 0.316 0.574 0.897 94.192 3 < 0.0001

χ2m Df Pm

102.376 3 < 0.0001

-18.0 ± 1.3 184.154 < 0.0001 299.007 1 < 0.0001 Discovery efficiency (%) Cont χ2c Pc 8.0 ± 2.1 13.312 < 0.0001 0.0 ± 0.0 0.017 0.895 - 2.0 ± 2.5 0.99 0.32 21.317 3 < 0.0001 - 12.0 ± 1.9 38.38 1 < 0.0001

# egg batches/100 plants Cont χ2c Pc Coef - 6.1 ± 1.8 11.926 0.001 0.532 7.3 ± 1.9 15.883