EURAC book 56. L uomo nell ecosistema: una relazione bilanciata?

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1 EURAC book 56 L uomo nell ecosistema: una relazione bilanciata?

2 Ordinare libro: Accademia Europea Bolzano Viale Druso, Bolzano Tel Fax press@eurac.edu Riproduzione parziale o totale del contenuto autorizzata soltanto con la citazione della fonte (titolo e edizione). Direttore responsabile: Stephan Ortner Curatori: Roberta Bottarin, Uta Schirpke, Chiara Maria Stella Foto e immagine inizio capitoli: Uta Schirpke, Roberta Bottarin Coordinazione: Roberta Bottarin, Uta Schirpke Stampa: Esperia srl, Lavis (TN) Contatto: Istituto per l Ambiente Alpino Viale Druso, Bolzano Tel alpine.environment@eurac.edu Si ringrazia la Provincia Autonoma di Bolzano - Agenzia provinciale per l Ambiente per il contributo finanziario. ISBN

3 L uomo nell ecosistema: una relazione bilanciata? XIX Congresso della Società Italiana di Ecologia Dalle vette alpine alle profondità marine Bolzano, settembre 2009 Volume 1 Roberta Bottarin, Uta Schirpke, Ulrike Tappeiner in collaborazione con la Società Italiana di Ecologia 2010

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5 Contenuto Editorial advisors 9 Prefazione 10 Introduzione 11 Tavole Rotonde 13 Ecosystem Services Partnership, verso la costituzione di un gruppo italiano (Alessandro Gretter) 15 Ecologia e produzione idroelettrica a confronto (Luca Dal Bello & Bruno Maiolini) 19 Pattern spaziali e processi ecologici 23 Analisi della biodiversità nell Ecoregione mediterranea: sinergia fra ricerche in campo ed analisi satellitari (Roberto Cazzolla & Claudia Notarnicola) 25 Decomposizione della lettiera di quattro specie della macchia mediterranea: relazioni con alcune caratteristiche fogliari e con la qualità della lettiera (Anna De Marco et al.) 37 Late spring decomposition rates in a second order stream: assessing relationships among breakdown rates, decomposer diversity and substrate morphology (Gina Galante et al.) 45 An instrument to assess the agro-ecological value of the Lombardia plain (Northern Italy) from land-cover cartography: preliminary results (Marta Maggi et al.) 59 Alpine-wide delineation of the potential treeline (Caroline Pecher et al.) 71 Effetti della ricchezza specifica, delle abbondanze relative e della taglia corporea sul processo di decomposizione fogliare in microcosmi di laboratorio: quanto contano realmente le specie? (Angela Pluchinotta et al.) 77 A preliminary analysis of GIS-based Decision Support System to monitor climate aridity and drought in Mediterranean area (Luca Salvati et al.) 89 Cartografia ad alta risoluzione della connettività e stima dell effetto barriera: una metodologia basata su parere esperto e immagini LiDAR (Rocco Scolozzi & Daniele Vettorato) 97 Premio Marchetti Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park, Abruzzo (Azzurra Valerio et al.) 105

6 Impatto antropico: effetto di disturbo o di controllo? 121 The evaluation of tourism ecological footprint: a comparison between Italy and Germany (Roberta Aretano et al.) 123 Pressioni antropiche e stato ecologico del Lago di Pusiano: nuove prospettive (Elisa Carraro et al.) 131 La capacità di carico come strumento di supporto alla pianificazione in ambito turistico (Valentina Castellani & Serenella Sala) 139 Sostenibilità e bioenergia: un applicazione del modello CO2FIX ai boschi della Lombardia (Giulia Fiorese et al.) 149 La realtà dei commons in Trentino e Cumbria: Governance sostenibile e resilienza dei sistemi socio-ecologici (Alessandro Gretter & Rocco Scolozzi) 159 Andamento delle fioriture di cianoficee nel lago Trasimeno ( ) (Rosalba Padula & Linda Cingolani) 169 Risposta fotosintetica di alcune specie macroalgali in ambiente acidificato (Lucia Porzio) 181 Towards the definition of a Zone of Interaction of protected areas to quantify and monitor the human impact on biodiversity (Francesco Rovero & Ruth DeFries) 189 The effectiveness of different management policy to support the Natural Capital (Teodoro Semeraro et al.) 197 The integrated information system on water supply and wastewater services: the Italian experience in the urban water survey (Stefano Tersigni et al.) 205 The management of the marinas in the context of environmental security (Donatella Valente et al.) 213 Come apprezzare i servizi offerti dagli ecosistemi? 221 Il valore delle funzioni del bosco nella percezione delle comunità locali: un caso di studio nel comune di Trento (Maria Giulia Cantiani et al.) 223 Stima dei servizi ecosistemici a scala regionale come supporto a strategie di sostenibilità (Maria Angela Cataldi et al.) 231 Verso una mappatura dei servizi ecosistemici in ambito turistico alpino, caso della Val di Ledro (TN) (Alessandro Gretter et al.) 241 Ricostruzione nell Orto Botanico di Napoli di un ambiente lagunare (mangrovieto) delle aree costiere tropicali di Veracruz, Messico (Bruno Menale et al.) 249 Turismo balneare e percezione dei servizi ecosistemici nel Parco Naturale Regionale Litorale di Ugento (Lecce, Italia) (Nicola Zaccarelli et al.) 259 6

7 Educazione ambientale oggi 269 Approccio locale all educazione ambientale: lezioni da due esperienze in ambiente mediterraneo (Lucia Fanini et al.) 271 Una guida all osservazione e allo studio dei microrganismi acquatici (Annastella Gambini et al.) 279 Ecologia in laboratorio: l esperienza dei Microcosmi Acquatici (Annastella Gambini et al.) 289 Consumi amici del clima: capire i cambiamenti climatici facendo di conto (Giovanna Ranci Ortigosa et al.) 297 Ecologia: raccontami la storia del mio futuro (Serenella Sala & Valentina Castellani) 307 Autori 315 7

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9 Editorial advisors Marco Abbiati Università di Bologna in Ravenna Antonella Bachiorri Università di Parma Alberto Basset Università del Salento Roberto Bertoni CNR sede di Verbania Ferdinando Boero Università del Salento Roberta Bottarin Accademia Europea di Bolzano Simona Castaldi Seconda Università di Napoli Roberto Danovaro Università Politecnica delle Marche Carlo Gaggi Università di Siena Bruno Maiolini Istituto Agrario San Michele all Adige Antonio Mazzola Università di Palermo Marco Moretti Swiss Federal Research Institute Roland Psenner Università di Innsbruck Nico Salmaso Istituto Agrario San Michele all Adige Massimo Tagliavini Università di Bolzano Ulrike Tappeiner Accademia Europea di Bolzano/Università di Innsbruck Pierluigi Viaroli Università di Parma Vito Zingerle Museo Scienze Naturali di Bolzano Giovanni Zurlini Università del Salento 9

10 Prefazione Dr. Luigi Minach* Lasciando ai ricercatori della Società Italiana di Ecologia, delle Università nazionali ed estere, dei Centri di Ricerca e delle Agenzie per la protezione dell ambiente il compito di indagare, nel corso del XIX congresso della S.It.E, sull inluenza delle scale temporali e spaziali sugli ecosistemi, mi piace far notare come già la scelta di Bolzano quale luogo per il congresso sia la dimostrazione tangibile di come tempo, spazio, ecologia siano intrinsecamente collegati. L Alto Adige, terra di montagna, regione alpina, in epoche lontanissime era un grande mare: Le Dolomiti altro non sono infatti che barriere marine tropicali, testimonianza originale della presenza del mare in questa terra. Ma non solo le rocce testimoniano tale passato, anche la presenza di lora subtropicale in valli laterali della provincia lasciano immaginare climi e geograie diversi dagli attuali. L Alto Adige è inoltre dimostrazione vivente di come cambiamenti locali possano inluire a livello globale, penso ad esempio all introduzione di tecniche costruttive di risparmio energetico di casaclima, alle piccole centrali di teleriscaldamento a biomassa locale ino alla sensibilizzazione degli abitanti di questo piccolo territorio verso stili di vita che tengano conto della limitata capacità di carico degli ecosistemi alpini. Questi approcci locali, che per la loro limitata area d inluenza potrebbero apparire di scarsa eicacia in un ottica globale, hanno invece attraversato i conini fondendosi e integrandosi con comportamenti e politiche ambientali virtuose di altre realtà. Tenere insieme tempo, spazio, ecologia e sviluppo umano: una sida immane, da afrontare a piccoli passi (minime distanze), a lungo termine (ragionare e procedere per tempi lunghi), con la conoscenza e rispetto di tutti gli ecosistemi interessati dai processi messi in atto dalla specie umana (sostenibilità da parte della terra nel tempo e nello spazio dell umanità del Nord e del Sud). Una sida non impossibile, anche il mare in Alto Adige in fondo sembrava impossibile! Come Agenzia provinciale per l ambiente abbiamo fatto nostri nel tempo questi compiti: conoscenza degli ecosistemi, monitoraggio dei parametri di qualità ambientali, misura dell impatto delle attivita umane, ricerca ed adozione di misure di riduzione di tali impatti, sensibilizzazione verso uno stile di vita sostenibile. * Direttore di Ripartizione dell Agenzia provinciale per l ambiente della Provincia Autonoma di Bolzano 10

11 Introduzione Roberta Bottarin* I sistemi ecologici sono caratterizzati da un elevata eterogeneità sia spaziale che temporale. La scala temporale condiziona tutta l ecologia, la descrizione dei suoi fenomeni, delle sue leggi, la vita delle specie. Il tempo va inteso, nel contesto ecologico, come velocità di cambiamento: non è l estinzione di una specie che ci dovrebbe preoccupare (le specie si sono sempre estinte ), ma la velocità con la quale essa avviene. Non è la crescita di una popolazione di alghe che ci deve fare allarmare, ma la velocità con la quale queste si moltiplicano. Non è il cambiamento climatico che ci deve fare rilettere, ma il fatto che ciò si veriichi ad un ritmo incalzante. L incorporazione della scala spaziale e temporale nelle teorie, nei modelli e nei disegni di campionamento ci ha permesso negli anni di incrementare la nostra conoscenza di come la dinamica delle popolazioni e le interrelazioni fra specie rispondono ai cambiamenti dell ambiente, siano essi isici, quali la temperatura, o biologici, quali le relazioni preda-predatore. I recenti passi avanti fatti in ambito tecnologico, software sempre più soisticati, tecniche analitiche sempre più speciiche hanno permesso di acquisire ed elaborare un numero sempre maggiore di dati, nonché di sviluppare modelli di processi ecologici a varie scale spaziali e temporali. Le interrelazioni fra scala spaziale e temporale e la loro scelta appropriata negli studi ecologici rimangono spesso una sida per gli ecologi. Il XIX congresso nazionale della Società Italiana di Ecologia ha voluto mettere in risalto l importanza delle scale temporali e spaziali nell ecologia e dimostrare come queste possano fornire informazioni utili per comprendere e migliorare la gestione degli ecosistemi nella loro complessità. * Coordinatrice Istituto per l Ambiente Alpino, EURAC 11

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13 Tavole Rotonde

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15 Ecosystem Services Partnership, verso la costituzione di un gruppo italiano Alessandro Gretter Hanno aderito circa 26 persone in rappresentanza di 11 diverse istituzioni (Università del Salento, EURAC research, Università degli Studi di Trento, Università di Salerno, Ökoinstitut Bolzano, Istituto Federale Svizzero WSL, University of Manitoba (Canada), IASMA Research and Innovation Centre Fondazione Edmund Mach, Università di Urbino, Università di Milano Bicocca, Università de L Aquila). Rocco Scolozzi (IASMA Research and Innovation Centre Fondazione Edmund Mach) fa un veloce excursus rispetto alle motivazioni che hanno portato alla creazione di questa tavola rotonda, nata come spunto dai partecipanti del corso Conference on Modelling Ecosystem Service MIMES ( svoltosi ad Acaya (Lecce) nel maggio Il prof. Giovanni Zurlini (Università del Salento) illustra la Ecosystem Services Partnership, di recente costituzione, ed il processo storico legato agli ecosystem services ed alle inalità che una loro identiicazione e valutazione possono avere in una prospettiva di conservazione degli ecosistemi stessi. La prospettiva attuale e futura è di comprendere le interferenze e raggiungere un maggior dettaglio di accuratezza anche nell ottica di giungere ad una nuova elaborazione del Millennium Ecosystem Assessment con un dettaglio di scala inferiore a quello globale dove si possano correggere i grossi limiti della precedente edizione. Per il contesto nazionale si auspica un processo top-down che sia in grado di porre in evidenza le molteplici speciicità caratterizzanti il territorio italiano. Viene poi visionato il sito uiciale della Ecosystem Services Partnership ( del quale la Dr. Irene Petrosillo (Università del Salento) illustra alcune sezioni. Il prof. Zurlini dichiara la disponibilità dell Università del Salento a ricoprire il ruolo di focal point per l Italia, con la possibilità di accedere ad una serie di dati condivisi, di fare circolare una newsletter attraverso l iscrizione ad una mailing-list rivolta a chi darà una dimostrazione di interesse, eventualmente anche attraverso 15

16 l adesione diretta alla partnership internazionale. Il tutto in un ottica di valorizzare le informazioni e i dati raccolti ed elaborati in Italia sul tema degli ecosystem services. Viene fatto un breve giro di presentazione dei partecipanti alla tavola rotonda, mettendo in evidenza anche i temi di maggiore interesse e l ambito spaziale di riferimento. Segue l elenco dei partecipanti: Cognome, nome Organizzazione Funzioni/Servizi ecosistemici di interesse Aretano Roberta Università del Salento Mappatura della percezione dei servizi ecosistemici Burlando Catie Università di Manitoba, Canada Biodiversità, CO 2 sequestration, trade-ofs social-ecological systems, agricoltura sostenibile/agrobiodiversità, polices developmentt Cantiani Maria Giulia Coscieme Luca Università di Trento Dip di Ingegneria Civile ed Ambientale Università degli studi de L Aquila Deutsch Nathan Università di Manitoba, Canada Carbon, biodiversity, common property, community-based management Disabatino Antonio Università degli studi de L Aquila Dip. Scienze Ambientali Ferrari Marika Geneletti Davide Gerosa Giacome Università di Trento Università di Trento Facoltà di Ingegneria Università di Brescia Goio Ilaria Università di Trento Dip. di Economia Gretter Alessandro Ianni Elena Moretti Marco Notarnicola Claudia Orsatti Cristina IASMA Research and Innovation Centre Fondazione Edmund Mach Università di Trento Facoltà di Ingegneria Swiss Federal Research Institute WSL (Svizzera) EURAC research, Bolzano, Istituto per Telerilevamento Applicato IASMA Research and Innovation Centre Fondazione Edmund Mach Acque interne Applicazione alla Valutazione Ambientale Strategica e pianiicazione territoriale Funzione produttiva, protettiva, ricreativa culturale, ecologica Carbon, biodiversity, common property, community-based management Approccio eco sistemico, patrimonio culturale, percezione, sostenibilità a livello di comunità Qualità di vita, valore ecologico (habitat per specie), valore culturale Social/Human systems 16

17 Cognome, nome Organizzazione Funzioni/Servizi ecosistemici di interesse Pecher Caroline EURAC research, Bolzano, Istituto per l Ambiente Alpino Petrosillo Irene Università del Salento Valutazioni del capitale naturale Sala Serenella Università degli Studi di Milano Bicocca tutti Santolini Riccardo Università di Urbino Bacini idrogeograici, boschi, zone umide Schirpke Uta Scolozzi Rocco EURAC research, Bolzano, Istituto per l Ambiente Alpino IASMA Research and Innovation Centre Fondazione Edmund Mach Indicatori, cambiamenti ambientali e valutazione A scala di paesaggio, tutti Semeraro Teodoro Università del Salento Mappatura dei servizi ecosistemici Smiraglia Daniela Tappeiner Ulrike Università di Salerno Dip. di Scienze Economiche e Statistiche EURAC research, Bolzano, Istituto per l Ambiente Alpino & Università di Innsbruck (Austria) Production, recreation, provision, biodiversità, scale issues Valente Donatella Università del Salento Analisi di rischio dei servizi ecosistemici Vecchiotti Filippo Ökoinstitut Südtirol, Alto Adige Impronta ecologica di realtà aziendali, energie rinnovabili Zaccarelli Nicola Università del Salento Supporting, cultural Zubaryeva Alyona Università del Salento Zurlini Giovanni Università del Salento Ecosystem services providers e disturbo nei sistemi socio-ecologici alle diverse scale Viene data lettura del programma provvisorio del workshop sugli Ecosystem Services (intitolato Solutions for sustaining Natural Capital and Ecosystem Services: Designino Socio-Ecological Institutions ) che si svolgerà a Salzau il 7-10 giugno 2010, cercando di evidenziare quale potrebbe essere il tema su cui presentare una proposta italiana collettiva. Rispetto al tema Designing socio-ecological institutions viene evidenziato che diviene necessario fornire degli strumenti a favore delle istituzioni. La pianiicazione è molto importante in quanto sono scelte che vengono prese e che hanno una valenza molto lunga; appare rilevante che bisogna pensare alla pianiicazione anche in un contesto globale di cambiamento. Una comprensione degli ecosystem services può rappresentare così una modalità per migliorare la comunicazione ed uno strumento di supporto fondamentale per la pianiicazione (planning through Ecosystem Services). Dalla discussione emerge che deve essere raforzato il legame tra biodiversità, funzioni ecosistemiche e servizi ecosistemici, una maggiore conoscenza appare neces- 17

18 saria specialmente sul primo legame e diviene importante capire le percezioni delle popolazioni. Appare opportuno issare delle soglie, facendo divenire così rilevante il collegamento tra il capitale sociale ed il capitale naturale e la comprensione ed inclusione delle conoscenze indigene/locali. Un argomento sotteso ma cruciale che emerge relativamente agli Ecosystem Services è quello dell individuazione dei c.d. providers, usualmente connessi alle tipologie di habitat. La tavola rotonda si conclude con la proposta operativa di veriicare le tempistiche per la deinizione dei contenuti di Salzau 2010 e tra i partecipanti di visionare ed eventualmente proporre ulteriori o modiicare i temi contenuti nel primo draft di programma. Alla luce di quanto sopra si propone allora, come gruppo Italiano, di veriicare la possibilità di aggiungere una sessione per il Convegno di Salzau. Per contatti ed informazioni: irene.petrosillo@unisalento.it. 18

19 Ecologia e produzione idroelettrica a confronto Luca Dal Bello & Bruno Maiolini Quanto mai attuale risulta l importanza dell energia idroelettrica e la sua spesso contrastante posizione rispetto all ecologia. Il rapporto tra l utilizzo idroelettroenergetico della risorsa acqua e le ricadute in ambito ecosistemico di questa particolare tipologia di gestione idrica, fonte energetica rinnovabile tanto importante quanto spesso sottovalutata sono state argomento centrale di una della tavole rotonde del congresso. Si tende infatti a dimenticare che, con una potenza idroelettrica di circa MW distribuita tra impianti, l idroelettrico costituisce il 73,9 % di tutta la potenza rinnovabile oggi installata in Italia, collocando il nostro paese al terzo posto in Europa, dietro solo a Svezia e Francia, in termini di energia prodotta da idroelettrico. Gli impianti adibiti alla produzione idroelettrica sono ormai una realtà consolidata del territorio alpino costituendo oltre all indubbia utilità quale riserva della risorsa acqua anche funzioni sociali e turistico-ricreative, sia a livello nazionale sia nei vari ambiti locali. I bacini artiiciali instaurano infatti complesse interrelazioni fra le speciiche e concrete esigenze antropiche per i quali questi sono richiesti, le rispettive scelte costruttive le diverse caratteristiche del territorio che li accoglie e le specie viventi che vi si devono adattare. Negli ultimi anni si è assistito ad un rinnovato interesse ecologico e ad una crescente e difusa sensibilità per questi ecosistemi artiiciali interessati dalla iliera di produzione idroelettrica, la cui gestione è regolata da normative europee e locali e la cui fruizione ecologica e sociale è stata valorizzata da un crescente impegno che i vari soggetti (agenzie per l ambiente, istituti di ricerca e gestori degli impianti) pongono nei confronti di questi sistemi idrici. Il confronto tra le diverse esperienze singolarmente maturate nelle due Provincie Autonome di Trento e Bolzano ha rimarcato l esigenza di raccordare le rispettive conoscenze e ha evidenziato una debole interazione tra comunità scientiica da un lato e amministratori locali e gestori degli impianti dall altro, sottolineando la necessità di estendere la discussione su questi sistemi e di raccogliere suggerimenti ed informazioni in modo da poter comprendere maggiormente l entità dell ampio scenario di problematiche, inora accennate o afrontate in modo parziale. 19

20 Per questi motivi la tavola rotonda ha posto in essere un utile occasione per illustrare e sintetizzare i risultati in qui raggiunti da diversi progetti di ricerca attuati nelle Province Autonome di Bolzano e di Trento e cercare quel dialogo tra realtà spesso erroneamente poste in contrapposizione: gli ecologi e i gestori della risorsa acqua. Un dialogo che, come ribadito nelle fasi introduttive dell incontro, è volto a conciliare la necessità di mantenere i beneici e beni derivanti dagli ecosistemi acquatici con l opportunità socio-economica di produrre energia idroelettrica. Tra i partecipanti, oltre al gruppo di lavoro del dottor Bruno Maiolini, occorre sottolineare la presenza dell ing. Marina Maestri e dell ing Stimpl dell Azienda Elettrica Ae-Ew, responsabile degli impianti di Senales, Vernago e Tell, in veste di rappresentanti dei gestori degli impianti. Per l amministrazione provinciale di Bolzano erano presenti all incontro la dott.ssa Alberta Stenico, direttrice d uicio del laboratorio biologico provinciale dell Agenzia per l ambiente e il p.i. Danilo Tait, sostituto direttore, nonché la dott. ssa Renate Alber e la dott.ssa Birgit Lösch. Per l uicio tutela acque era presente la dott.ssa Barbara Vidoni. Gradita anche la presenza anche di rappresentanti della fondazione Edmund Mach, tra i quali occorre ricordare il dott. Andrea Zignin e la dott. ssa Monica Tolotti. La tavola rotonda si è aperta con una relazione del dottor Luca Dal Bello che ha brevemente riassunto i risultati dei suoi studi condotti sui tre principali invasi artiiciali della Provincia Autonoma di Bolzano (nello speciico gli invasi di Resia, Senales e Zoccolo), evidenziando come dal punto di vista limnologico, per gli invasi studiati in ambito altoatesino, le comunità biologiche presenti mostrino una monotonia minore diversità e una ridotta strutturazione rispetto ai corrispettivi laghi naturali e che la gestione idraulica (di tipo idroelettrico) risulti per queste comunità relativamente ininluente in quanto il driver principale sembra essere la ricarica naturale (piovosità) anziché il prelievo operato dalle aziende. Risalto è stato dato alla normativa vigente (europea, nazionale e i vari recepimenti in ambito locale) e alla necessità di ampliare gli studi di questi ambienti, non trascurando l intero corpo lacustre, data la complessità intrinseca del sistema in oggetto, con immissari estendo provenienti anche daaltre vallate e con uscite collocate più a fondovalle dell impianto. Il successivo intervento del dottor Maiolini ha spostato l interesse sui rilasci operati dalle centrali idroelettriche, illustrando il fenomeno dell Hydropeaking a carico delle centrali idroelettriche e sottolineando come gli obiettivi legati alla produ- 20

21 zione di energia idroelettrica assumono una nuova rilevanza, soprattutto in questo momento di recepimento delle normative europee. Sono stati proposti possibili scenari futuri e soluzioni a questo problema, come ad esempio l utilizzo di canali dove far deluire l acqua turbinata o la realizzazione di opere di raccolta e successivamente di ripompaggio nel serbatoio recettore. L ultimo intervento è stato aidato all ing. Stimpl e alla ing. Maestri che, dopo una breve presentazione della società AE-EW e delle sue competenze, hanno esposto il loro punto di vista in qualità di amministratori di impianti idroelettrici, evidenziando come molti dei problemi che i gestori si trovano ad afrontare vengono spesso sottodimensionati o sono addirittura sconosciuti sia all amministrazione pubblica sia soprattutto alla comunità scientiica. In particolar modo è stato posto l accento su come il recepimento di alcune normative sia nazionali che locali vada ad inluire non solo sulla riduzione di produzione ma che il loro peso vada a ricadere inevitabilmente su tutta la collettività e sul consumatore in ultima istanza. Riferendosi ai rapporti con l amministratore pubblico è stato espressa una richiesta di maggior chiarezza da parte degli organi istituzionali nel delineare il grado di responsabilità cui sono chiamati i gestori, che molte volte si sentono esclusi dalle decisioni prese in merito alla problematica idroelettrica. Inine è stato rimarcato l indubbia competitività dell idroelettrico quale fonte energetica rinnovabile, soprattutto nel contesto territoriale locale (Bolzano e Trento). L evento ha permesso un primo incontro tra soggetti che raramente hanno la possibilità di confrontarsi direttamente Vi è stata un ampia condivisione nel ritenere che la tematica in questione necessiti di un maggior impegno da parte di tutti i soggetti interessati e nella necessità di porre in essere, a breve termine, nuove forme di cooperazione in modo da poter intraprendere un processo di perfezionamento e di sintesi della rispettive esperienze maturate. La necessità di ampliare il bagaglio conoscitivo relativo a questi sistemi idrici permetterebbe un vantaggio in previsione anche di futuri aggiornamenti normativi, favorendo una riqualiicazione di questa forma energetica, che ancora risulta la più competitiva (anche in termini ecosistemici) rispetto a nuove forme di energie rinnovabili che attualmente non sono ancora in grado di fornire il necessario contributo in termini di potenza erogata o che sono ancora in una fase di post-sperimentazione. 21

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23 Pattern spaziali e processi ecologici

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25 Analisi della biodiversità nell Ecoregione mediterranea: sinergia fra ricerche in campo ed analisi satellitari Biodiversity analysis in the Mediterranean Eco-region: synergy of ground and satellite monitoring Roberto Cazzolla 1 * & Claudia Notarnicola 2 1 WWF (Fondo mondiale per la Natura) Italia, IUCN (Unione mondiale per la conservazione della Natura), via Marconi 4, Gioia del Colle (BA) 2 Istituto di Telerilevamento Applicato, EURAC research, Viale Druso 1, Bolzano *robertocazzolla@virgilio.it Abstract Questo lavoro presenta i risultati preliminari dell analisi fra la biodiversità rilevata al suolo e le caratteristiche del territorio in termini di uso del suolo (Land cover) e relative variazioni temporali (Land change). L area oggetto di studio copre una supericie di circa 400 km 2 ed appartiene all Ecoregione Mediterraneo Centrale (Puglia), costituita da aree boschive principalmente formate da boschi di latifoglie (querce) in forme strutturali diferenti, da quella complessa (vegetazione arborea ed arbustiva) a quella di pascolo arborato. Vi è, inoltre, una notevole estensione di macchia mediterranea, con prevalenza di arbusti e garìga, con cespugli spesso isolati. Eccezionale in queste aree è la ioritura di Orchidee. All analisi tramite rilievi al suolo (ricerche in campo, accompagnate da analisi di laboratorio) che hanno anche previsto l uso della tecnologia GPS per la georeferenziazione dei punti (hot spots) e dei transetti, è stato unito un monitoraggio efettuato con dati satellitari ottici (immagini LANDSAT) per la valutazione dell evoluzione e del cambiamento dell uso del suolo nell arco degli ultimi 30 anni. Introduzione Questo lavoro di ricerca si inserisce all interno dello studio quadro sulle 200 Ecoregioni della Terra ed, in scala nazionale (Bulgarini, 2007), sull Ecoregione mediterranea (ERC Med). L Ecoregione mediterranea è stata individuata tra i Global 200 come una delle aree a maggiore presenza di biodiversità (Purvis & Hector, 2007). 25

26 Roberto Cazzolla & Claudia Notarnicola All interno del territorio italiano, il WWF ha individuato le Aree Prioritarie di Conservazione di habitat naturali meritevoli di particolari tutele. Tra queste aree è stata individuata la macroarea delle Murge e Valli luviali lucane (Provincia di Taranto, Bari e Potenza). L area prioritaria, in territorio pugliese, si estende nelle due province di Bari e Taranto, occupando i tavolati carbonatici e le aree collinari di Minervino Murge, Gioia del Colle (De Libero, 1997), Martina Franca e Mottola. L area delle Murge ospita una ricca fauna entomologica legata agli ambienti aridi (Cazzolla, 2007), nonché moltissime specie ornitiche di interesse europeo, tra cui: Grillaio, Capovaccaio, Nibbio reale, Occhione, e molti passeriformi. I principali fattori di interferenza con la biodiversità sono l inquinamento delle acque dei corpi idrici dell area, i fenomeni di erosione costiera nell ambito dell arco ionico, il rischio desertiicazione in vaste aree della Puglia e della Basilicata a causa di fattori diversi, tra i quali deforestazione, lo sfruttamento intensivo del terreno e delle risorse idriche e l applicazione di pratiche agropastorali improprie, con conseguente degradazione e perdita di fertilità del suolo ed il rischio incendi boschivi che contribuisce all accelerazione della desertiicazione. In questo contesto, appare evidente come la rilevazione al suolo delle biodiversità delle specie deve essere accompagnata da uno strumento, come il dato satellitare (Corsi, 2004), che possa fornire una visione sinottica nello spazio e nel tempo del territorio. A questo scopo, sono realizzate mappe dettagliate di copertura del suolo e di relativi cambiamenti negli anni per le principali classi vegetazionali presenti sul territorio. I dati satellitari utilizzati in questo lavoro coprono l arco degli ultimi 30 anni e sono stati acquisiti dai sensori multispettrali montati a bordo dei satelliti LANDSAT che presentano una risoluzione variabile fra 60 m e 30 m. L obiettivo primario della ricerca è di individuare gli indicatori legati alla diversità biologica, con l uso sinergico di immagini satellitari, in termini di uso del suolo e rispettive variazioni temporali e rilievi in campo. Partendo da questo obiettivo, uno dei primi risultati è stato il calcolo di un indice di rarità delle varie classi di uso del suolo e di correlarlo alle specie rare rilevate al suolo. É stata altresì realizzata una possibile mappa di corridoi ecologici necessari per riconnettere i diferenti biomi. Ulteriori analisi dei hanno portato a redigere checklist della biodiversità; individuare gli areali di distribuzione e gli habitat; scoprire specie ritenute localmente estinte e fortemente minacciate; rilevare i cambiamenti stagionali e temporali della diversità speciica ed ecosistemica, rispettivamente; fornire una guida per le politiche di conservazione del territorio (Cazzolla, 2009). 26

27 Analisi della biodiversità nell Ecoregione mediterranea L approccio presentato per la valutazione della biodiversità si presta ad essere estesa ad altre aree dell ERC Mediterraneo. Area di studio e metodologia L area oggetto di questo studio interessa i territori che dal centro focale individuato nel Comune di Gioia del Colle (BA) si espandono verso Turi, Acquaviva e Sammichele a nord, Putignano e Noci (BA) ad est, Laterza, Castellaneta e Mottola (TA) a sud e Matera e Santeramo (BA) ad ovest ed è stata individuata come area campione per l applicazione delle tecniche sperimentali, utilizzate in questa ricerca. Le attività di ricerca sono state suddivise in 5 fasi, per una durata di quasi tre anni: Fase 1_ Sono state sfruttate le informazioni derivanti da immagini satellitari LANDSAT ad alta risoluzione (da 60 m a 30 m di risoluzione) in combinazione con ortofoto (0,5 m di risoluzione) per individuare i siti che sarebbero poi diventati i luoghi per le analisi in campo. In questa fase iniziale, le immagini e le ortofoto sono state utilizzate principalmente per individuare le aree dei rilievi in base all uso del suolo. Sono state selezionate aree boschive, di macchia mediterranea, di pascolo steppico, di murgia e di garìga che garantissero una discreta conservazione in termini biologici ed, allo stesso tempo, fossero rappresentative dei vari biomi che compongono il mosaico di paesaggi che contraddistingue il territorio oggetto di studio. Fase 2_ Sono state realizzate 3 campagne di ricerca per ogni luogo individuato, al ine di rilevare i mutamenti degli ambienti e le variazioni della biodiversità durante ogni stagione dell anno. Si è individuato un transetto in base al metodo dei quadrati casuali di Pielou (Pielou s pooled-quadrat) e durante la fase di campagna sono stati identiicati e catalogati tutti i dati biologici (lora, fauna, distribuzione delle specie, indicatori di qualità, minacce, ecc.), biometrici, geologici e geomorfologici (Ivone, 2002) che caratterizzavano l area oggetto di studio mediante rilevo diretto, con determinazione acustico-visiva delle specie da parte di esperti ed indiretto mediante l utilizzo di fototrappole, trappole ad esca, riconoscimento delle tracce (fatte, borre, ossa, orme, ecc.). Sono stati prelevati campioni biologici e geologici per la successiva fase di laboratorio. Sono state realizzate, inoltre, campagne sperimentali notturne per lo studio degli animali con abitudini crepuscolari. È stata utilizzata l innovativa tecnica di fotograia digitale a distanza, nota col nome di Fototrappolaggio, 27

28 Roberto Cazzolla & Claudia Notarnicola che prevede l utilizzo di uno strumento dotato di sensore termico IR in grado di attivare una fotocamera al passaggio di un corpo caldo. Tale apparecchio permette non solo di identiicare le specie, ma anche di studiarne i comportamenti e le abitudini. Fase 3_ Dopo ogni campagna di ricerca tutti i dati raccolti ed i campioni prelevati sono stati trasferiti in laboratorio, catalogati ed analizzati. Ogni scheda è stata sottoposta a controlli incrociati al ine di veriicare la correttezza della nomenclatura tassonomica e l attinenza delle specie rilevate con le informazioni bibliograiche a disposizione e con gli areali di distribuzione delle specie. I campioni animali, vegetali e minerali sono stati sottoposti ad analisi preliminare ad occhio nudo, per poi essere analizzati con stereomicroscopio (20-40x). È stato creato un database fotograico georeferenziato, diferenziato per aree e per specie. Fase 4_ Alla fase di rilievi al suolo è stata abbinata l analisi delle immagini satellitari per l individuazione delle diverse tipologie di copertura vegetale legate ai siti di biomonitoraggio. Sono state realizzate mappe dettagliate di copertura del suolo e di relativi cambiamenti negli anni per ogni classe vegetazionale identiicata, tramite l elaborazione di 5 immagini LANDSAT acquisite nel 1979, 1989, 1999, 2002 e 2007, di cui quella del 1979 con risoluzione 60 m e le altre con risoluzione 30 m. Per la procedura di classiicazione è stato adottato un approccio semi-automatico basato sull algoritmo di Massima Verosimiglianza (Schowengerdt, 1997). La nomenclatura standard CORINE (EC, 1993) è stata solo in parte modiicata ed adattata alle caratteristiche dell area, dominata oltre che da estese aree di seminativi, pascoli arborati, uliveti-mandorleti, anche da formazioni naturali quali il bosco, la macchia garìga ed il pascolo steppico (Ivone, 1997). L accuratezza nella classiicazione delle immagini è superiore al 90 %, tranne nell immagine del 1979, dove la risoluzione spaziale inferiore, 60 m, e la presenza di sole 4 bande rende diicoltosa l identiicazione delle diverse classi. Fase 5_ Inine sono stati analizzati i risultati (Fowler & Cohen, 2002) e realizzato un database georeferenziato. 28

29 Analisi della biodiversità nell Ecoregione mediterranea Risultati e Discussione Valutazione della diversità biologica L analisi della biodiversità ha portato ad individuare tre livelli principali di differenziazione: quello dei biomi, quello degli ecosistemi e quello delle specie (Owens, 1999). Per il primo livello è stato possibile constatare come in un area di dimensioni relativamente ridotte (circa 400 km 2 ) come quella studiata, vi siano ben 5 diferenti biomi: il bosco di latifoglie, il bosco di conifere, la macchia mediterranea, la garìga ed il pascolo steppico-murgia. L intero territorio è apparso ricco di habitat ed eccezionalmente forgiato dalle forze geologiche. È presente, infatti, un intricato reticolo idrograico al quale si associano cospicui fenomeni di carsismo con formazione di gravine, lame, grotte ed inghiottitoi. Oltre alla biodiversità a livello dei biomi, è stata realizzata un analisi della diversità biologica a livello ecosistemico rilevando diferenti aspetti. La presenza di aree a boschi di latifoglie non ceduati garantisce la sopravvivenza di comunità speciiche ben strutturate e favorisce la presenza di cenosi (come ad esempio quella tra Cerambice delle querce, Cerambix cerdo e Roverella, Quercus pubescens) che favorisce a sua volta la diversiicazione delle nicchie ecologiche e, quindi, la presenza di un maggior numero di specie (Cazzolla, 2006). Si è potuto ipotizzare, grazie a questa ricerca, e per la prima volta, che una particolare cenosi (intesa come associazione tra specie che interagiscono tra loro) sia in grado di favorire la formazione di nuove nicchie ecologiche (intese come spazi multidimensionali, Hutchinson, 1954), utilizzabili da altre specie, che senza quella determinata nicchia non sarebbero presenti. Da qui, ci si propone di presentare la teoria di nicchia diversità-dipendente, volendo indicare con tale deinizione il processo che porta ad ottenere una correlazione positiva tra il numero presente di specie in una determinata area ed il numero di nuove nicchie disponibili. Si ipotizza, cioè, che mediante un processo ciclico ed iterativo, l incremento del numero di specie permette la realizzazione di nuove nicchie che, a sua volta, permette la colonizzazione di nuove specie (che mediante i processi di immigrazione-emigrazione possono imbattersi in una nicchia favorevole). Nel caso speciico, si è rilevato che la ceduazione, cioè il taglio periodico (in media ogni 15 anni) del bosco, inluisce negativamente sull ecosistema (Tilman, 1982, 1996, 1997) alterando i cicli della materia (si è rilevata una minor presenza di biomassa al suolo ed una minor concentrazione di sostanza organica nei suoli ceduati) e modiicando la struttura delle comunità (non sono state rinvenute 29

30 Roberto Cazzolla & Claudia Notarnicola specie litoiliche, come Cerambicidi e Lucanidi, in nessuna delle aree sottoposte a ceduazione periodica). Sempre a livello ecosistemico si è potuto, inoltre, constatare, abbinando le analisi satellitari alle ricerche di campo, che la presenza di ecotoni tra due ecosistemi creando le condizioni favorevoli ad un aumento di biodiversità (Armstrong & McGehee, 1980) e di specie rare(è stata rilevata, ad esempio, un maggior numero di specie di Orchidee). Ad ulteriore riprova, in una zona brulla sassosa marginale tra un bosco di Roverella ed un pascolo steppico, si è rilevata la nidiicazione di tre coppie del raro e minacciato Occhione, Burhinus oedicnemus (Fig. 1), confermando l importanza di quella zona ecotono per la sopravvivenza di una specie che altrimenti non avrebbe a disposizione un territorio in cui nidiicare. Figura 1: Occhione A livello di diversità speciica è stata accertata, nell area oggetto di studio, la presenza di numerose specie rare ritenute localmente estinte (per la zona delle Murge di sud-est) o in via di estinzione ed inserite negli elenchi delle Direttive Comunitarie Habitat 92/43/CEE ed Uccelli 79/409/CEE e nelle Liste Rosse IUCN (D Antoni S., 2003), tra queste: il Cerambice delle querce (Cerambix cerdo), il Saga pedo, la Melanargia arge, la Coenargion mercuriale, l Euplagia quadripunctaria, la Zerynthia polixena (Fig. 2), il Rospo smeraldino (Bufo viridis), la Rana lessonae, la Testuggine di Hermann (Testudo hermanni hermanni), il Ramarro occidentale (Lacerta bilineata), la Lucertola campestre (Podarcis sicula), il Biacco (Coluber viridilavus), il Saettone (Elaphe longissima), il Colubro leopardino (Elaphe situla), l Albanella pallida (Circus macrourus), il Falco Grillaio (Falco naumanni), il Falco pellegrino (Falco peregrinus), il Gufo reale (Bubo bubo), il Nibbio reale (Milvus milvus), l Occhione (Burhinus oedicnemus, Fig. 1), il Ferro di cavallo maggiore (Rhinolophus ferrumequinum), il Rinolofo di Mehely (Rhinolophus mehelyi), il Pipistrello di Savii (Hyspugo savii), il Pipistrello nano (Pipistrellus pipistrellus), l Istrice (Hystrix cristata); la Campanula 30

31 Analisi della biodiversità nell Ecoregione mediterranea pugliese (Asyneuma limonifolium) e la Dictamnus albus. Il rilievo di un così elevato numero di specie rare e minacciate in una ristretta porzione di territorio (area campione) ha confermato l utilità di inserire questi ecosistemi all interno delle aree ad altissimo potenziale biologico dell Ecoregione Mediterraneo centrale, tra le Global 200. Inoltre, sono state scoperte una nuova specie di orchidea, Ophrys rotundi (Cazzolla, 2010, Fig. 3) e numerosi insetti per i quali si sta procedendo a determinazione, non appartenendo a nessuna specie già classiicata. Figura 2: Zerynthia polixena Figura 3: La nuova specie di orchidea scoperta su Monte Rotondo Ophrys rotundi (Cazzolla R., 2010) 31

32 Roberto Cazzolla & Claudia Notarnicola La igura 4 riporta i siti dove sono state indivuate specie rare in correlazione alla classe di uso del suolo dove sono state rilevate. Figura 4: Carta dell area campione oggetto di studio con indicazione delle specie rare rinvenute durante i rilevi al suolo. Risultati delle variazioni di uso del suolo rilevati da dati satellitari Le analisi evidenziano come il territorio negli ultimi 30 anni non ha subito delle modiiche drastiche, a parte un aumento della supericie occupata da oliveti e mandorleti, o comunque da campi con estesa presenza di alberi. Per quanto riguarda le supericie boschive, si notano variazioni minime per le latifoglie e conifere, che possono essere considerate all interno dell accuratezza della classiicazione. Infatti nell ambito di un analisi multitemporale numerose possono essere le fonti di errore, tra cui la diferente fenologia durante le osservazione (le immagini analizzate appartengono a momenti fenologici diferenti, ad esempio maggio e settembre), il diverso angolo di vista del sensore e del sole e gli efetti atmosferici (Song et al., 2003). Tali considerazioni sono anche in accordo con analisi storiche efettuate su tali classi. La supericie boschiva occupava nel 1911 circa il 14,6 % di quella agraria e si riduceva a 11,9 % nel L immediato dopoguerra ha visto una notevole opera di rimboschimento che ha riportato la supericie boschiva a circa il 14,7 %. Attualmen- 32

33 Analisi della biodiversità nell Ecoregione mediterranea te in base a statistiche derivanti da CORINE 2000, nonché dall analisi satellitare qui riportata, la supericie occupata da boschi di conifere e latifoglie si aggira intorno al % della supericie analizzata. Una caratteristica peculiare è la variabilità nella età della vegetazione boschiva, infatti si incontrano non molto frequentemente piante ben sviluppate, a causa della ceduazione dei boschi. Per quanto riguarda il pascolo steppico si denota una diminuzione che porta la sua supericie da 4,4 % a circa 2,5 %, in quanto parte di esso risulta trasformato in seminativo. Un discorso diferente merita la garìga/macchia. Questa classe globalmente è diminuita da circa 4,9 % a 2,7 % nell arco di un intervallo temporale trentennale, dal 1979 al La garìga viene considerata uno stadio di degrado della macchia mediterranea sottoposta a continuo pascolo e incendio, inoltre è estremamente difusa nelle situazioni pedologico-climatiche molto diicili, in cui altre piante non riescono ad insediarsi. È solitamente costituita da vegetazione arbustiva sempreverde che lascia scoperte ampie porzioni del terreno. Infatti il rilevamento della stessa e la distinzione rispetto al bosco di latifoglie dipende proprio dal fatto che la garìga lascia scoperta una parte del suolo ed appare quindi spettralmente diferente dalle latifoglie che invece sono più dense. Nelle date analizzate la presenza della garìga è essenzialmente localizzata all interno delle aree boschive. Inine, si nota che nell immagine del 2007 è rilevabile un area boschiva che è stata investita da un notevole incendio nel luglio 2007 (classe in arancione nella Fig. 4). Risultati preliminari sulla correlazione fra Land cover change e rilievi al suolo delle specie rare La mappa delle specie rare rinvenute sul territorio, così come riportata in i- gura 4, è stata posta in correlazione con l indice di rarità dei principali ecosistemi rinvenuti tramite il calcolo dell uso del suolo. L indice di rarità si basa sulla percentuale delle aree di interesse (in questo caso le classi latifoglie, conifere, macchia garìga e pascolo steppico) rispetto all area totale (400 km 2 ) ed è stato calcolato per la mappa di uso del suolo del 1979 e quella del 2007 (Fig. 5) (Angelini et al., 2009). Su queste mappe sono stati sovrapposti i rilevamenti delle specie rare al ine di individuare come esse si collocano rispetto ai cambiamenti di uso del suolo. Per ogni punto di rilevamento è stato considerato un areale di 5x5 pixel (area 750 m 2 ) ed individuata la classe di rarità alla quale essi appartengono. Come si nota dal graico in igura 6, i punti che nel 1979 si collocavano per la maggior parte in aree non considerate come rare in base alla scala stabilita, nel 2007 invece si collocano per il 20 % in classe 2 e 33

34 Roberto Cazzolla & Claudia Notarnicola per il 10 % in classe 4. Questa analisi preliminare indica come molte delle specie rare si collocano in aree che nel periodo dal 1979 al 2007 hanno subito notevoli diminuzioni in percentuale sul territorio. Inoltre, considerando la igura 4, si nota la frammentazione degli ambienti che è spesso causa della perdita di strutturazione degli stessi (Pignatti, 2005) e quindi di impoverimento della comunità (Schulze & Mooney, 1993), poiché la barriera isica non permette il naturale avanzamento continuativo delle successioni ecologiche. L interruzione della continuità degli ecosistemi con infrastrutture stradali, campi agricoli, aree industriali, ecc., crea le condizioni per l isolamento delle comunità e l impoverimento genetico delle specie, rendendole più vulnerabili alle variazioni dell ambiente ed all incrocio. Partendo dalla mappa in i- gura 4 si è realizzato un esempio di una mappa dei corridoi ecologici che permetterebbero di ridurre la frammentazione (Fig. 7). Figura 5: Mappe indicanti l indice di rarità (a sinistra 1979, a destra 2007), ossia la percentuale di occupazione di ciascuna classe rispetto all area totale di studio. Come riportato in legenda, minore è la percentuale di area occupata, maggiore è il valore associato all indice di rarità. Figura 6: Percentuali degli areali delle specie rare individuate al suolo, in relazione all indice di rarità delle classi di uso del suolo indicato nelle mappe di figura 5. 34

35 Analisi della biodiversità nell Ecoregione mediterranea Figura 7: Carta dei corridoi ecologici, individuati come aree buffer delle differenti tipologie di suolo. Conclusioni Lo studio della biodiversità è ancora nella fase embrionale delle attività scientiiche, poiché solo negli ultimi tempi si sta ponendo l accento sul valore della diversità biologica e sull importanza che riveste, per l uomo e l intero pianeta, lo studio e la conservazione di tale diversità. Il lavoro qui presentato, realizzato su un area campione dell Ecoregione Mediterraneo Centrale, vuole essere la proposta di un approccio per l applicazione di un analisi di tipo qualitativo e quantitativo della diversità a vari livelli. Tale modello può essere facilmente adattato agli studi su altre aree della stessa ecoregione o su altre ecoregioni della Terra. La facilità di adattamento del protocollo sperimentale ed i risultati preliminari tramite la procedura con approccio top-down (da satellite con veriica al suolo) e bottom-up (dal suolo con veriica satellitare) consente di avere una visione il più dettagliata possibile delle risorse naturali di un territorio. La sperimentazione dell analisi sinergica satellitare-al suolo per lo studio della biodiversità dell Ecoregione mediterranea ha dato risultati ben superiori al previsto. Oltre alle speciiche analisi sui tre livelli di diversità biologica individuati (biomi, ecosistemi, specie) è stato possibile associare i dati rilevati da satellite alle indagini di campo e creare un database georeferenziato (ed informatizzato) della biodiversità che ben si presta ad ulteriori studi sul territorio. 35

36 Roberto Cazzolla & Claudia Notarnicola Bibliografia Armstrong, R. A. & McGehee, R. (1980) Competitive exclusion. Am. Nat. 115, Angelini, P., Augello, R., Bagnaia, R., Bianco, P., Capogrossi, R., Cardillo, A., Ercole, S., Francescato, C., Giacanelli, V., Laureti, L., Lugeri, F., Lugeri, N., Novellino, E., Oriolo, G., Papallo, O. & Serra, B. (2009) Il progetto Carta della Natura alla scala 1: Ispra. Bulgarini, F., Petrella, S. & Teoili, C. (2007) Biodiversity Vision, la conservazione dell Ecoregione Mediterraneo Centrale. WWF Italia-MIUR, Roma. Cazzolla, R. (2006) La Cava di Monte Rotondo, da scempio artiiciale a serbatoio naturale. WWF Ed., Gioia del Colle (BA). Cazzolla, R. (2007) Gravina Santa Croce, un patrimonio di biodiversità. WWF Ed., Gioia del Colle (BA). Cazzolla, R. (2009) Fire monitoring and the environment. FAO Environmental issue, Roma. Cazzolla, R. (2010, a cura di) Ambienti, lora e fauna delle Murge di sud-est. Adda Ed., Bari, in pubblicazione Cocozza, M. A. & La Viola, A. M. F. (2000) Aspetti climatici e vegetazionali della lama S. Giorgio. Cahiers Options Méditerranéennes, 53. Corsi, F. (2004) Application of existing biodiversity information: capacity to support decision-making. ITC D Antoni, S., Dupeé, E., La Posta, S. & Verucci, P. (2003) Fauna italiana inclusa nella Direttiva Habitat. Ministero dell Ambiente. De Libero, C. (1997) Terra terra, aspetti geologici del territorio di Gioia del Colle. Fogli di identità territoriale, Gioia del Colle (Bari). EC (1993) Corine Land Cover, tecnical guide. European commission, Directorate-General Environment, nuclear safety and civil protection. Fowler, J. & Cohen, L. (2002) Statistica per ornitologi e naturalisti. Franco Muzzio Editore, Bologna. Hastings, A. (1980) Disturbance, coexistence, history, and competition for space. heor. Popul. Biol., 18, Ivone, W. (2002) Fatica d acque, le grotte di Gioia del Colle. Fogli di identità territoriale. Gioia del Colle (Bari). Ivone, W. (1997) Storie d erbe, l agro di Gioia nei suoi aspetti vegetazionali. Fogli di identità territoriale. Gioia del Colle (Bari). Purvis, A. & Hector, A. (2007) Biodiversity Vision, la conservazione dell Ecoregione Mediterraneo Centrale. WWF Italia. Owens, I. P. F., Bennett, P. M. & Harvey, P. H. (1999) Species richness among birds: body size, life history, sexual selection or ecology. Proc. R. Soc. Lond. B 266, Pignatti, S., Alleva, E., Battisti, C., Buiatti, M., Contoli, L., Lasen, C., Lovari, S., Sammuri, G. & Tescarollo, P. (2005) Biodiversità ed aree naturali protette. Edizioni ETS, Pisa. Schowengerdt, R. A. (1997) Remote Sensing: models and method for image processing. Academic Press, San Diego, CA. Schulze, E. D. & Mooney, H. A. (1993) Biodiversity and Ecosystem Function. Springer, Berlin. Song, C. & Woodcock, C. E. (2003) Monitoring forest succession with multitemporal Landsat Images: factors of uncertainty. IEEE Transaction on Geoscience and Remote Sensing, 41,11. Tilman, D. (1982) Resource Competition and Community Structure (Monographs in Population Biology). Princeton Univ. Press., Woodstock. Tilman, D., Knops, J., Wedin, D., Reich, P., Ritchie, M. & Siemann, E. (1997) he inluence of functional diversity and composition on ecosystem processes. Science, 277, Tilman, D., Wedin, D. & Knops, J. (1996) Productivity and sustainability inluenced by biodiversity in grassland ecosystems. Nature, 379,

37 Decomposizione della lettiera di quattro specie della macchia mediterranea: relazioni con alcune caratteristiche fogliari e con la qualità della lettiera Litter decomposition of four species of Mediterranean Maquis: relationships with leaf traits and litter quality Anna De Marco*, Carmen Arena, Angela Meola, Maria Giordano & Amalia Virzo De Santo Dipartimento di Biologia Strutturale e Funzionale, Università di Napoli Federico II, Via Cinthia 4, Napoli *ademarco@unina.it Abstract La velocità di decomposizione della lettiera di quattro specie tipiche della Macchia Mediterranea, Q. ilex, P. angustifolia, P. lentiscus e Cistus sp., è stata misurata dopo circa tre, sei e tredici mesi di incubazione in situ nella Riserva Naturale di Castel Volturno (Caserta). Sono state valutate le relazioni tra velocità di decomposizione e 1) indice di area fogliare speciica (SLA), 2) densità dei tessuti fogliari (LDMC), 3) grado di scleroillia (GS), 4) contenuto in N, C e lignina e rapporto C/N della lettiera. Queste caratteristiche possono inluenzare la colonizzazione e la utilizzazione della lettiera da parte dei microrganismi e, di conseguenza, la sua resistenza alla decomposizione. Dopo poco più di un anno la perdita di peso della lettiera era circa 50 % in cisto, 41 % in illirea e 32 % in leccio e lentisco. Nei primi tre mesi di incubazione la velocità di decomposizione della lettiera è tanto maggiore quanto più alto è il valore di SLA e diminuisce con l aumento del valore di LDMC e GS. La correlazione decomposizione SLA e decomposizione GS è statisticamente signiicativa solo se si esclude la illirea, che ha caratteristiche fogliari simili a quelle di leccio e lentisco (spiccata scleroillia) ma contenuto di lignina più basso non solo rispetto alle altre due specie scleroille, ma anche rispetto al cisto (che ha caratteristiche mesoile). La velocità di decomposizione è correlata negativamente al contenuto di lignina e al rapporto lignina/n quando vengono considerate le quattro specie; se invece si considerano solo illirea e cisto la correlazione diventa positiva. I risultati mostrano che la decomposizione della lettiera è la risultante degli efetti congiunti delle caratteristiche fogliari e della composizione chimica della lettiera. 37

38 Anna De Marco et al. Introduzione La decomposizione è un processo fondamentale per il funzionamento di un ecosistema poiché restituisce in forma inorganica i nutrienti, rendendoli nuovamente utilizzabili dalle piante, e contribuisce all accumulo di materia organica nel suolo. La velocità di decomposizione della lettiera è inluenzata dalla sua composizione chimica iniziale, ed in particolare dal contenuto in azoto (Berg, 2000) e nutrienti, dalle concentrazioni di lignina e di cellulosa (Herman et al., 2008) e dai rapporti C/N e lignina/n della lettiera (Berg & McClaughlerty, 2008). Anche la struttura della foglia può inluenzare la velocità di decomposizione della lettiera limitando la colonizzazione da parte dei microrganismi decompositori a causa della elevata resistenza meccanica e/o dell abbondanza di tessuti meccanici (Cornelissen & hompson, 1997; Dahlgren et al., 2006). Alcune caratteristiche strutturali delle foglie, come grado di scleroillia (GS), spessore fogliare, area fogliare speciica (SLA) e densità dei tessuti fogliari (LDMC), sono stati proposti come indici idonei per la predizione della velocità di decomposizione (Gallardo e Merino, 1993, Gillon et al., 1994, Perez Harguindeguy et al., 2000). È noto che una elevata area fogliare speciica e una bassa densità dei tessuti fogliari possono facilitare l attacco dei tessuti da parte degli organismi decompositori e la penetrazione delle ife fungine (Cornelissen & hompson, 1997; Kazakou et al., 2006; 2009). In questo lavoro è stata valutata l inluenza della struttura fogliare e della composizione chimica della lettiera sulla velocità di decomposizione di quattro specie tipiche della Macchia Mediterranea del sud Italia: Q. ilex, Ph. angustifolia, P. lentiscus e Cistus sp.. Come indici della struttura fogliare sono stati utilizzati l area fogliare speciica (SLA), la densità dei tessuti fogliari (LDMC) ed il grado di scleroillia (GS). Come indici della qualità della lettiera sono stati utilizzati il contenuto di azoto (N), di lignina, di cellulosa, di sostanze solubili in detergenti acidi (ADSS), ed i rapporti C/N e Lignina/N. La velocità di decomposizione è stata misurata a 3, 6 e 13 mesi di incubazione ed è stata saggiata la correlazione con gli indici di struttura fogliare e di qualità della lettiera. 38

39 Decomposizione della lettiera di quattro specie della macchia mediterranea Materiali e metodi L area di studio è situata nella Riserva Naturale di Castel Volturno (CE) lungo la costa Tirrenica, a nord della Baia di Napoli. La Riserva, istituita nel 1977, si estende su una supericie totale di circa 268 ha, occupando una stretta fascia sabbiosa compresa tra la foce dei Regi Lagni a nord, la foce del Lago Patria a sud e la Statale Domitiana ad est. Nella Riserva sono presenti aree a macchia mediterranea dominata da: Quercus ilex L., Myrtus communis L., Arbutus unedo L., Pistacia lentiscus L., Phillyrea angustifolia L., Cistus spp., ed una pineta di impianto antropico (Pinus halepensis Miller, P. pinaster Aiton, P. pinea L.). Il terreno è un Calcaric Arenosol (FAO, 1998) tipicamente sabbioso e privo di scheletro. Il clima è di tipo mediterraneo con temperature medie annuali di 16,8 C e precipitazioni di 609 mm (i dati si riferiscono alla Stazione di Castel Volturno a 26 m s.l.m. negli anni ). La raccolta della lettiera di Cistus sp., Phillyrea angustifolia, Pistacea lentiscus e Quercus ilex è stata realizzata nel periodo di massima caduta fogliare (tra maggio e luglio) nella macchia bassa della Riserva Naturale di Castel Volturno, collocando 25 reti sotto la chioma degli arbusti. In 8 siti diversi della stessa area di raccolta la decomposizione è stata studiata col metodo dei sacchetti di lettiera (Virzo et al., 1993). La perdita di peso misurata dopo 92, 188 e 403 giorni, è riportata in mg g -1 gg -1 per ciascuno dei tre periodi (0-92; ; giorni) assumendo una relazione lineare tra perdita di peso e tempo nell intervallo considerato. Sulle lettiere prima dell incubazione sono stati determinati: la concentrazione di N, il contenuto di ADSS (Sostanze Solubili in Detergenti Acidi), lignina e cellulosa. Il contenuto di azoto delle lettiere è stato determinato con un analizzatore NCS (Elemental Analyser, Flash 112 Series EA) su campioni seccati a 75 C e inemente polverizzati. Il contenuto di ADSS, lignina e cellulosa è stato determinato secondo il metodo di Goering & Van Soest (1970). Le caratteristiche fogliari (SLA, LDMC e GS) sono state determinate su foglie verdi non senescenti (in numero di 10 per ciascuna specie in ogni sito) raccolte nella Riserva Naturale di Castel Volturno negli 8 siti di incubazione della lettiera. Le foglie prelevate erano di età comparabile, posizionate in piena luce e prive di evidenti danni creati da patogeni ed erbivori (Reich et al., 1992; Westoby, 1998; Weiher et al., 1999). L area fogliare speciica (SLA) è stata misurata come rapporto tra supericie fogliare e peso secco della foglia ed è stata espressa come cm 2 g -1 peso secco. La den- 39

40 Anna De Marco et al. sità dei tessuti fogliari (LDMC) è stata valutata come rapporto tra peso secco della foglia e peso fresco a saturazione ed è stata espressa come mg peso secco g -1 peso fresco. Il grado di scleroillia (GS) è stato espresso in g peso secco mm -2 di supericie fogliare. La signiicatività delle diferenze è stata saggiata attraverso l analisi della varianza (ANOVA ad una via) seguita dal test di Dunn o dal test di Tukey. Le correlazioni lineari sono state determinate attraverso il coeiciente di Spearman. Risultati e discussione In igura 1 è riportata la composizione chimica iniziale della lettiera relativa alle 4 specie studiate che rappresenta una misura della loro degradabilità (Gallardo & Merino, 1993; Virzo De Santo et al., 1993). In particolare, i valori più elevati di lignina si trovano in lentisco e leccio, mentre il contenuto maggiore di cellulosa è misurato in cisto e illirea. La lettiera di Cistus sp. è la più ricca di N mentre la più povera è la lettiera di leccio. Per le 4 diferenti lettiere sono stati considerati anche i rapporti C/N e lignina/n, che possono essere importanti indici dell andamento decompositivo; infatti quanto più bassi sono questi rapporti tanto più favorita sarà la crescita dei decompositori e quindi più veloce la decomposizione della lettiera (Melillo et al., 1982; Harmon et al., 1990). Tra le diverse lettiere, quella di cisto presenta il rapporto C/N più basso, mentre quelle di lentisco e leccio il rapporto lignina /N più elevato, indicando una maggiore recalcitranza alla decomposizione per queste due specie. Per quanto riguarda le caratteristiche fogliari, Cistus sp. si distingue dalle altre specie per i valori più elevati di SLA e per i valori più bassi di LDMC e GS (Fig. 2). È noto che elevati valori di SLA e basso grado di scleroillia possono accelerare il processo di decomposizione, favorendo la colonizzazione dei tessuti da parte dei decompositori (Hansen & Coleman, 1998). Inoltre il cisto presenta una maggiore ricchezza in azoto rispetto alle altre tre specie e perciò sono attesi per questa specie tassi di decomposizione più elevati. 40

41 Decomposizione della lettiera di quattro specie della macchia mediterranea Cistus sp. (C) P. lentiscus (P) Ph. angustifolia (Ph) Q. ilex (Q) Figura 1: Composizione chimica iniziale delle lettiere di Cistus sp., Phillyrea angustifolia L., Pistacea lentiscus L. e Quercus ilex L. prelevate nella Riserva Naturale di Castel Volturno. Figura 2: Area fogliare specifica (SLA), densità dei tessuti fogliari (LDMC) e grado di sclerofillia (GS) delle foglie di Cistus sp., Phillyrea angustifolia L., Pistacea lentiscus L. e Quercus ilex L. prelevate nella Riserva Naturale di Castel Volturno. Lettere diverse indicano differenze statisticamente significative. Figura 3: Velocità di decomposizione delle lettiere di Cistus sp., Phillyrea angustifolia L., Pistacea lentiscus L. e Quercus ilex L. in tre successivi periodi dall incubazione nella Riserva Naturale di Castel Volturno. Lettere diverse indicano differenze statisticamente significative tra lettiere. Cistus sp. (C) P. lentiscus (P) Ph. angustifolia (Ph) Q. ilex (Q) 41

42 Anna De Marco et al. Nei primi 3 mesi, le lettiere di Cistus sp. e Ph. angustifolia presentano una velocità di decomposizione signiicativamente maggiore rispetto a quella delle lettiere di P. lentiscus e Q. ilex (Fig. 3). Nelle fasi più avanzate del processo si riduce la velocità di decomposizione e le diferenze tra specie si attenuano, ino a scomparire completamente. La perdita di peso rilevata dopo 403 giorni raggiunge il 50 % in Cistus sp., il 41 % in Ph. angustifolia ed il 32 % in Q. ilex e P. lentiscus. La decomposizione delle lettiere rilette le diferenze nella composizione chimica iniziale e nelle caratteristiche fogliari. Nella fase iniziale il tasso di decomposizione della lettiera è correlato positivamente con SLA e negativamente con LDMC e con GS (Fig. 4). Figura 4: Relazioni tra la velocità di decomposizione delle lettiere di Cistus sp. ( ), Phillyrea angustifolia L. ( ), Pistacea lentiscus L. (M) e Quercus ilex L. ( ) dopo 92 giorni di incubazione e le caratteristiche fogliari, la concentrazione iniziale di lignina ed il rapporto lignina/n delle lettiere. R 2 è il coefficiente di correlazione di Spearman. * = P<0.05; ** = P<0.01; *** = P<

43 Decomposizione della lettiera di quattro specie della macchia mediterranea La relazione per SLA e GS è signiicativa solo se si esclude la lettiera di Ph. angustifolia. Il tasso di decomposizione diminuisce signiicativamente con l aumento del contenuto di lignina e del rapporto Lignina/N; considerando solo le lettiere di Cistus sp. e Ph. angustifolia si ottiene una relazione signiicativa di segno opposto. Non sono state riscontrate correlazioni signiicative della velocità di decomposizione con gli altri indici di qualità della lettiera. Con il procedere della degradazione delle lettiere, le relazioni tra la decomposizione e le caratteristiche fogliari come pure con la composizione chimica iniziale delle lettiere vengono perse, suggerendo che altri fattori assumono un ruolo importante nella regolazione del processo degradativo. I dati indicano che la decomposizione della lettiera è la risultante degli efetti congiunti delle caratteristiche fogliari e della composizione chimica della lettiera. La lettiera di cisto, infatti, con un contenuto iniziale di N più elevato ed un rapporto lignina/n più basso rispetto alle altre specie studiate, nonché un indice di area speciica maggiore, si decompone più velocemente. La illirea, nonostante le caratteristiche fogliari simili a quelle di leccio e lentisco (scleroillia più pronunciata), ha tassi di decomposizione comparabili a quelli di cisto, che mostra caratteristiche fogliari più mesoile ma contenuto di lignina più alto di illirea. Ringraziamenti: Questa ricerca è stata realizzata con inanziamenti MIUR, PRIN Si ringrazia il Corpo Forestale dello Stato per l assistenza logistica. 43

44 Anna De Marco et al. Bibliografia Berg, B. & McClaughlerty, C. (2008) Plant Litter Decomposition, Humus Formation, Carbon Sequestration. 2nd ed. Springer Verlag. Berg, B. (2000) Litter decomposition and organic matter turnover in northern forest soils. Forest Ecology and Management. 133, Cornelissen, J. H. & hompson, C. K. (1997) Functional leaf attributes predict litter decomposition rate in herbaceous plants. New Phytologist, 135, Dahlgren, J. P., Eriksson, O., Bolmgren, K., Strindell, M. & Ehrlén, J. (2006) Speciic leaf area as a superior predictor of changes in ield layer abundance during forest succession. Journal of Vegetation Science, 17, FAO (1998) World reference base for soil resources. In: World soil resources report No. 84 (Rome). Gallardo, A. & Merino, J. (1993) Leaf decomposition in two Mediterranean ecosystems of South-West Spain: Inluence of substrate quality. Ecology, 74, Gillon, D., Jofre, R. & Ibrahima, A. (1994) Initial litter properties and decay rate: a microcosm experiment on Mediter ranean species. Canadian Journal of Botany, 72, Goering, H. K. & Van Soest, P. J. (1970) Forage Fiber Analysis. Agricultural Handbook, n 379. Hansen, R. A. & Coleman, D. C. (1998) Litter complexity and composition are determinants of the diversity and species composition of orabatid mites (Acari: Oribatida) in litterbags. Applied Soil Ecology, 9, Harmon, M. E., Baker, G. A., Spycher, G. & Greene, S. (1990) Leaf litter decomposition in Picca Tsuga forests of Olympic National Park, Washington, U.S.A. Forest Ecology and Management, 31, Herman, J., Moorhead, D. & Berg B. (2008) he relationship between rates of lignin and cellulose decay in aboveground forest litter. Soil Biology and Biochemistry, 40, Kazakou, E., Vile, D., Shiply, B., Gallet, C. & Garnier, E. (2006) Co-variations in litter decomposition, leaf traits and plant growth in species from a Mediterranean old-ield succession. Functional Ecology, 20, Kazakou, E., Violle, C., Roumet, C., Pintor, C., Gimenez, O. & Garnier, E. (2009) Litter quality and decomposability of species from a Mediterranean succession depend on leaf traits but not on nitrogen supply. Annals of Botany, 104, Melillo, J. M., Aber, J. D. & Muratore, J. F. (1982) Nitrogen and lignin control of hardwood leaf litter decomposition dynamics. Ecology, 63, Pérez-Harguindeguy, N., Díaz, S., Cornelissen, J. H. C., Vendramini, F., Cabido, M. & Castellanos, A. (2000) Chemistry and toughness predict leaf litter decomposition rates over a wide spectrum of functional types and taxa in central Argentina. Plant and Soil, 218, Reich, P. B., Walters, M. B. & Ellsworth, D. S. (1992) Leaf life-span in relation to leaf, plant, and stand characteristics among diverse ecosystems. Ecological monographs, 62, Virzo De Santo, A., Berg, B., Rutigliano, F. A., Alfani, A. & Fioretto, A. (1993) Factors regulating early stage decom position of needle litters in ive coniferous forests. Soil Biology and Biochemistry, 25, Weiher, E., van der Werf, A., hompson, K., Roderick, M., Garnier, E. & Eriksson, O. (1999) Challenging heophrastus: a common core list of plant traits for functional ecology. Journal of Vegetation Science, 10, Westoby, M. (1998) A leaf-height-seed (LHS) plant ecology strategy scheme. Plant and Soil, 199,

45 Late spring decomposition rates in a second order stream: assessing relationships among breakdown rates, decomposer diversity and substrate morphology Tassi di decomposizione tardo primaverili in un fiume di secondo ordine: studio delle relazioni tra decomposizione, biodiversità dei decompositori e dimensione frattale del substrato Gina Galante 1 *, Biancamaria Pietrangeli 2, Oriana Maggi 1, Rossana Cotroneo 3, Silvia Panetta 1, Domenico Davolos 2 & Edoardo Scepi 1 1 Dept. of Plants Biology, University of Rome Sapienza, Piazzale Aldo Moro 5, Rome 2 ISPESL-DIPIA, Via Urbana 167, Rome 3 ISTAT, Environmental Dpt., Via Cesare Balbo 16, Rome *gina.galante@uniroma1.it Abstract Ecological processes are inluenced both by biotic and abiotic factors. Leaf litter breakdown in freshwater does not except this rule. Substrate morphology and characteristics may inluence benthic decomposers abundances and distribution. In fact, both substrate and macroinvertebrates follow a patchy distribution along stream s ecological gradients. Abundances and diversity of decomposers directly afect leaf litter processing and decomposition rates linking biotic and abiotic factors to the ecological process of decomposition. Fractal dimension of substrates can give a measure of surfaces complexity and may be related both to water turbulence and macroinvertebrates clinging. In this study we have investigated the functional relationships between macroinvertebrates diversity and abundances, chemical and physical parameters, rocks, pebbles and stones numbers and dimension and fractal dimension of substrate. 45

46 Gina Galante et al. Introduction Decomposition of organic matter is a continuous process involving biotic (decomposers and detritivores) and abiotic factors such as physical abrasion, substrate characteristics, physical and chemical water conditions. herefore, these interacting factors inluence the distribution of benthic organisms and are indirectly related to decomposer diversity and abundances. Environmental heterogeneity (Wright & Li, 2002) at a variety of scales is often inluenced to a greater extent by local or small-scale heterogeneity (Archambault & Bourget, 1996; Bertness et al., 1996; Wright & Li, 2002), resulting in more patchy distributions of benthic macro fauna. Small-scale heterogeneity includes size, distribution and surface texture of substrates constituents (rocks, stones and pebbles), that can inluence both productivity due to the availability of refuges and food and storage capacity of substrate (Jefries, 1993; Cardinale et al., 2002, 2006) and physical fragmentation of organic matter, because of the increment of water turbulence and oxygenation caused by its heterogeneous surfaces (Melillo et al., 2004) Fractal geometry is now generally used to describe the surface texture of substrates in freshwater benthic studies: therefore fractal methods were used to describe textural diferences in constructed substrates with a checkerboard arrangement of heights (Taniguchi & Tokeshi, 2004), to estimate the fractal dimension of riverbed topography (Robson et al., 2002), and to describe the substrate-water interface of streambeds. In this study we have analysed all the possible relationships occurring between macroinvertebrates diversity and abundances, substrate morphology and decomposition rates in a second order stream, taking into account the main chemical and physical parameters. he comprehension of the principles that link biodiversity, ecological processes and morphology as well as features of substrates could also improve new management systems of the freshwater resources and the assessing of new stream health indicators. 46

47 Late spring decomposition rates in a second order stream Methods Study area he river Sacco is located in the south-east of Latium (Italy), it lows along 84 km with an average slope ranging from 0.2 to 2.0 %. he headwater has an altitude of 226 m a.s.l., climate of this zone is properly of Mediterranean type with very rainy winter and spring and summer dough. River springs are still pristine while in the loodplain area there are strong pollution impacts due to industrial installation and urban discharge. River bed and substrates characteristics are heterogeneous and patchy with sandy areas and pebbly and stony zones. he riparian forest is mainly constituted by Alnus glutinosa L. (dominant), Salix alba L., Populus tremula L. and Populus nigra L. he stream channel in the river springs zone is partially shaded with some more lighted zone corresponding to conining crop cultivations. Water depth in river source ranges from 20 cm to 1 m due to the presence of sandy patch pools that can be deeply excavated during river lood. Width channel ranges from 2.5 to 3.0 m, river order range from two to three. hree sampling sites were selected in headwater area along 5 km stretch of the river. Each sampling station had 100 m length and showed homogeneous riverbed characteristics. Field procedures his study started on 21 st May 2009 using litter bags technique and run over 3 weeks. Alder (Alnus glutinosa L.) autumn leaves were collected just before abscission, stored air-dried, weighted into 3 gram (+/ 0.001) groups and placed in ine mesh (Graça et al., 2007) (0.2 mm, Esthal-Mono, Sefar) and coarse mesh (5 mm 10 x 15 cm) bags. Initial mass was corrected for both manipulation and humidity losses (Graça et al., 2007). A total of 150 bags were sealed and randomly distributed at the sampling sites. Coarse and ine mesh bags were positioned both in riles and pools areas, well submerged, tied to rocks and stones with ishing nylon wire. Dissolved oxygen and water temperature were relieved at each sampling station and bag positioning point. Geographic coordinates were assigned to each bag. Triplicate of ine and coarse mesh bags were retrieved from each sampling site weekly. 47

48 Gina Galante et al. Leaf mass loss estimation he sampled litter bags were placed individually in plastic bags and then brought to laboratory. Leaves were removed from bags, rinsed with deionized water to remove sediments and adhering invertebrates. Leaf material was dried at 60 C to constant mass for 72 h, weighted, burned in mule furnace at 500 C for 6 h and weighted again at the nearest 0.01 (Graça et al., 2001; 2007). Leaf breakdown rate (k) was estimated by itting the amount of remaining leaf material data to the exponential model, Y t = Y 0 e -kt, where Yt is the AFDM remaining at time t (days), and Y 0 the AFDM at the beginning of the experiment (Petersen & Cummins, 1974). Leaf mass losses were estimated for each litter bag using the relation ln ( Y t /Y 0 ) = Kt. In decomposition rates the curve itting AFDM was expressed as percentage of the remains mass. Biodiversity analysis he leaves in coarse mesh bags were rinsed into a 400 µm mesh screen to retain the associated macroinvertebrates, which were sorted and collected in ethanol (70 % v/v) until identiication and counting. Macroinvertebrates were identiied by stereomicroscope to family, except for oligochaeta that were identiied at genus level in according to Merrit & Cummins (1996). SHDI (Shannon Diversity Index), SHEI (Shannon Evenness Index), S-species richness and total abundances per bags, collecting data and sampling station were determined. hree replicates of ine mesh bags were sent to microbiology laboratory to asses microbial and fungal diversity. he estimation of microbial community composition was performed by genetic ingerprinting techniques. Scanning laser microscopy was used to examine the characteristics of the bacterial strains. Isolated bacteria were identiied by PCR ampliication and sequencing. Phylogenetic analyses were conducted for inferring the evolutionary relationships of the examined taxa. Substrates characteristic and Fractal Dimension estimation Substrate characteristics were detected by overlaying a one meter wide plastic square upon each litter bag (litter bag in the geometric centre) and counting number and dimensions of stones, rocks and pebbles inside the square sediment characteristic were detected as well (gravel, sand or a mix of the two), then substrate selected 48

49 Late spring decomposition rates in a second order stream areas were photographed. Five classes of rocks, stone and pebbles: rocks > 25 cm; rocks = 20 cm; stones = 15 cm, pebbles = 10 cm and number of pebbles/cm 2 were identiied. he acquired images were imported in ArcGIS software and transformed into grid formats. In the following step, images were processed to eliminate water relex, exported as bitmap format and elaborated with Fractal 3 software to calculate fractal dimension (FD) in gray scale using box-counting method, a quantitative analysis of perimeter convolution to evaluate the degree of roughness of input images. Commonly known as the Hausdorf Dimension (H.D.), the algorithm is Eq. (1) and gives the aggregate perimeter roughness as a fractal dimension. he fractal dimension describes the complexity of an object (Carr & Benzer, 1991) (Fig. 1). Statistical analysis Figure 1: Procedure for acquisition and elaboration of substrate fractal dimension: 1: plastic square positioned on the studied area; 2, 3, 4: elaboration steps. In the bottom two graphical examples of box counting method to calculate FD. Diferences in decomposition rates between ine and coarse mesh bags in the three sampling stations were analysed by ANOVA, such as diferences in macroinvertebrates number of individuals and taxa, both for sampling date and station. A correlation matrix was elaborated to relate inal AFDM to: substrate characteristics, fractal dimension of substrate (FD), SHDI, SHEI, S-species richness, total abundances, dissolved oxygen and water temperature. he same parameters, calculated per bags, were used to perform a CCA (Canonical Correspondence Analysis). Before proceeding to apply the CCA model a data pre-processing to reduce redundant in- 49

50 Gina Galante et al. formation was executed. In this paper, the variables selection was carried out across the statistics techniques of the stepwise algorithm: an heuristic method that examines variables, according to the well known parsimony principle ( entia non sunt multiplicanda praeter necessitatem, or entities should not be multiplied beyond necessity ). Results During the experimental period water temperature ranged from 16.0 to 13.2 C. During the 1st week water temperature ranged from 14.0 to 15.5 C while in the 2 nd week there was an abrupt water temperature drop due to meteorological condition. In the 3 rd week gradually water temperature increased until reaching the same values recorded in the irst week. Decomposition process was quite complete in three weeks. Breakdown rates of coarse mesh bags resulted to be: K = d 1 K = d 1 and K = d 1 respectively in sampling stations 1, 2 and 3. No statistically signiicant diferences were found comparing K among the three sampling stations for both ine and coarse mesh size litter bags. Statistically signiicant diferences were found between coarse and ine litter bags decomposition rates (Tab. I). Table I: ANOVA results for differences between fine and coarse mesh size decomposition rates. Effect Univariate Tests of Significance, Effect Sizes, and Powers for k (matrice k fine-coarse.sta) SS Degr. of Freedom MS F p Partial eta-squared Noncentrality Observed power (alpha = 0.05) Intercept Mesh-size Site Error he bacterial activity contributes to process for almost 40 %. On the basis of the 16S rrna gene sequences analysis the isolated bacteria belonged to the following taxa: Serratia sp., Aeromonas sp., Citrobacter sp., Ochrobactrum sp., Flavobacterium sp., Duganella sp., Acinetobacter sp., Stenotrophomonas sp., Pseudomonas sp., Bacillus sp., Flavobacterium sp.,rheinheimera sp., Agrobacterium sp. (Fig. 2). 50

51 Late spring decomposition rates in a second order stream Figure 2: Phylogenetic affiliations of the bacteria relived from leaf material (highlighted in boldface). The tree was constructed by the NJ method, the nucleotide substitution rates were calculated by using Kimura s two-parameter model; only values >50 % are displayed. All identiied bacteria are those characteristic of decomposition processes in freshwater. Sampling station 1 showed the lower breakdown rate while the faster K was recorded at station 2. For those who regard macroinvertebrates analysis 18 diferent families were counted and the main biodiversity indices were elaborated (Tab. II, III). 51

52 Gina Galante et al. Table II: Identified families. Taxa st1 st2 st3 Baetidae Habropheliae Heptageniidae Leptophlebiidae Caenidae Ceratopogonidae Chironomidae Simulidae Muscidae Tupilidae Culicidae Rhyacophylidae Polycentropodiae Tubificidae Lumbricilidae Nemouridae Anfiphipodae Nepidi Table III: Diversity indices. st1 st2 st3 Shannon-Wiener Diversity Index Species Richness (S) Total Abundance Simpson Diversity Index Evenness Shannon Entropy Some signiicant diferences in species distribution and abundances were highlighted. Baetidae family (Ephemeropthera, ghatering collectors, scrapers) resulted the most representative group in terms of relative abundance. Fluctuations in species composition and relative abundances are showed in table IV and igure 3. 52

53 Late spring decomposition rates in a second order stream Table IV: Differences in species order s relative abundances. Ephemeropthera, and Tricoptera show significant statistical variation in abundances. A more severe control of variance differences highlights a reasonable difference among sampling stations just for ephemeropthera (Newman-Kauls test). Effect Multivariate Tests of Significance Sigma-restricted parametrization Effective hypothesis decomposition Test Value F Effect ERROR p Intercept Wilks Sampling date Wilks Sampling station Wilks Date*Station Wilks Cell No. Newman-Keuls test; Ephemeropthera, alpha = 0.05 Error: Between MS = , df = Date Station Ephemeropthera /06/ **** /06/ **** /06/ **** /06/ **** /06/ **** /06/ **** /05/ **** **** /05/ **** /05/ **** Figure 3: Relationship among factors (sampling location and date) and taxa abundances. A, tricopthera; B, ephemeropthera. 53

54 Gina Galante et al. Relationships among macroinvertebrates decomposers diversity indices, AFDM, temperature, dissolved oxygen, substrate characteristics and fractal dimension (FD) were highlighted by correlation matrix: both total abundances and AFDM are correlated to fractal dimension of substrate. Substrate FD resulted negative correlated both to the number of big rocks > 25 cm and to the evenness. he presence of big rocks seems to reduce FD. Finally AFDM resulted to vary in function of FD, pebbly substrate and total abundances (Tab. V). Table V: Correlation matrix for quantitative data. Relationships among biotic and abiotc variables. Marked correlation are signiicant at p < Variables AFDM Ox mg/l T C Rocks > 25 Rocks = 20 cm Stones = 15 cm pebbles = 10 cm pebbles x 10 cm 2 Substrate Fractal Dimension SHDI S, species richness SHEI Total abundances AFDM Ox mg/l T C Rocks > Rocks = 20 cm Rocks = 15 cm pebbles = 10 cm pebbles x 10 cm Substrate Fractal Dimension SHDI S, species richness SHEI Total abundances FD of substrate ranged from (station 1) to (station 3). CCA analysis (AFDM target variable) highlights for the irst axe a high statistically signiicant value for total abundances and pebbles/10 cm 2, thus conirming the correlation matrix results (Fig. 4). In particular, total abundances are positively correlated, while pebbles are negatively correlated. AFDM decreased at the total abundances increase and in presence of pebbly substrate. With regard to the second axe, it was found that stones = 15 cm, fractal dimension of substrate and temperature are negatively corre- 54

55 Late spring decomposition rates in a second order stream lated with AFDM, while total abundances and pebbles are positively correlated. Decrements of both temperature and fractal dimension of substrate inluence the decomposition process. In other words, low temperature and low fractal dimension of substrate inhibit the decomposition process. Figure 4: CCA results: A - dimension1 vs dimension3, B - dimension 1vs dimension 2 Discussion Although relationships among macroinvertebrates temperature and leaves breakdown rates are already known since long time (Cummins, 1974) the connection between decomposition process and fractal dimension of substrates are not yet properly investigated. he relationship among spatial heterogeneity of substrate (pattern) and macroinvertebrates assemblage in a stream ecosystem were investigated in a recent study (Boyero, 2003), but the fractal dimension of substrate was not taken into account, and the efects of diferent patterns on litter breakdown processes were ignored. Technical diiculties to detect substrates fractal dimension in situ, mainly in an aquatic environment, have often limited researches in this ield. he new methodology developed in the present study makes easier the evaluation of this parameter. he results of this work highlights new aspects connecting directly the breakdown 55

56 Gina Galante et al. rates to the complexity and heterogeneity of substrate structure, and in particular makes possible to establish the type of substrate structure that more inluence decomposition. Low FD values were found in those substrates constituted by big stones (> 25 cm) and, although this kind of substrate promotes water turbulence and oxygenation, it resulted negatively correlated with leaves breakdown rates. We can argue that leaves physical fragmentation and high water oxygenation enhanced by big stones does not promote an increasing of decomposition rates. Otherwise, substrates constituted by small rocks and pebbles smaller than 10 cm showed bigger FD, and contributed to increase processing rates. Besides being connected to breakdown rates, substrate FD resulted negatively connected to the SHEI index (higher SHEI index in presence of big rocks). his study suggest that an high value of FD can inluence both species abundance and decomposition rates: probably due to its contribution to the availability of refuges, hanging and feeding surfaces for invertebrates, but also because of the increased properties of substrate retention (Jefries, 1993). he more complex a substrate is, the more abundant are species (in this case ephemeropthera) and faster K. he heterogeneity of and abiotic factor seems to inluence directly an important ecological process as decomposition. Environmental heterogeneity (Wright & Li, 2002) at a variety of scales is often inluenced to a greater extent by local or small-scale heterogeneity (Archambault & Bourget, 1996; Bertness et al., 1996; Wright & Li, 2002). herefore, it could be interesting to investigate more deeply substrate FD (characterized by scale invariance properties) and its relation with breakdown rates at diferent spatial scales, to highlights the hierarchical dominie of FD change. he knowledge of the level at which substrate heterogeneity ceases to inluence the decomposition process could be also useful for the river ecological management. 56

57 Late spring decomposition rates in a second order stream References Archambault, P. & Bourget, E. (1996) Scales of coastal heterogeneity and benthic intertidal species richness. Diversity and abundance. Marine Ecology Progress Series, 136, Bertness, M. D., Gaines, S. D. & Wahle, R. A. (1996) Wind-driven settlement patterns in the acorn barnacle Semibalanus balanoides. Marine Ecology Progress Series, 137, Boyero, L. (2003) Quantiication of local substrate heterogeneity in stream and its signiicance for macroinvertebates assemblages. Hydrobiologia, 499, Cardinale, B. J., Downing, L., Engelhardt, K. A. M., Ruesink, J. L. & Srivastava, D. S. (2002) Extinction and Ecosystem Function in the Marine Benthos. Science, Vol. 306, 5699, Cardinale, B. J., Srivastava, D. S., Dufy, J. E., Wright, J. P., Downing, L., Sankaran, M. & Jouseau, C. (2006) Effects of biodiversity on the functioning of trophic groups and ecosystems. Nature, Letters Vol. 443 Hiromi. Carr, R. J. & Benzer, B. (1991) On the practice of estimating fractal dimension. Mathematical Geology, 23(7), Cummins, K. W. (1975) Macroinvertebrates. Whitton, B. (ed.). River ecology. Blackwell Sci., Oxford, UK, Graça, M. A. S., Ferriera, R. C. F. & Coimbra, C. N. (2001) Litter processing along a stream gradient: the role of invertebrates and decomposers. J. n. am. Benthol. Soc., 20, Graça, M. A. S., Barlocher, F. & Gessner, M.O. (2007) Methods to study bitter decomposition: a practical guide. Eds. Springer Verlag. Jefries, M. (1993) Invertebrate colonization of artiicial pondweed of difering fractal dimension. Oikos, 67, Melillo, J. M., Naiman, R. J., Aber, J. D. & Eshleman, K. N. (2004) he inluence of substrate quality and stream size on wood decomposition dynamics. Oecologia, 58, Merrit, R. W. & Cummins, K. (1996) Ecology and distribution on aquatic insects. Kendall/Hunt publisher, Dubuque, IA. Petersen, R. C. & Cummins, K. W. (1974) Leaf litter processing in a woodland stream. Freshwater Biology, 4, Robson, B. J., Chester, E. T., & Barmuta, L. A. (2002) Using fractal geometry to make rapid ield measurements of riverbed topography at ecologically useful spatial scales. Marine and Freshwater research, 53(6), Taniguchi, H. & Tokeshi, M. (2004) Efects of habitat complexity on benthic assemblages in a variable environment. Freshwater Biology, 49(9), Wright, K. K. & Li, J. L. (2002) From continua to patches: examining stream community structure over large environ mental gradient. Can. J. Aquat. Sci., 59(8),

58

59 An instrument to assess the agro-ecological value of the Lombardia plain (Northern Italy) from land-cover cartography: preliminary results Uno strumento per valutare il valore agro-ecologico della pianura lombarda a partire da cartografia di uso/ copertura del suolo: risultati preliminari Marta Maggi 1 *, Giancarlo Graci 3, Stefano Gomarasca 2, Paolo Pileri 1, Mirco Boschetti 5, Stefano Bocchi 3 & Anna Rampa 4 1 Dipartimento di Architettura e Pianiicazione, Politecnico di Milano, Via Bonardi 3, Milano 2 Dipartimento di Biologia, Università degli Studi di Milano, Via Celoria 26, Milano 3 Dipartimento di Produzione Vegetale, Università degli Studi di Milano, Via Celoria 26, Milano 4 DG Qualità Ambiente-Regione Lombardia, Via Taramelli 1, Milano 5 IREA-CNR, Milano, Via Bassini 15, Milano *marta.maggi@polimi.it Abstract he paper presents the preliminary results of the project An environmental information system to estimate the agro-ecological value of the land cover in the Lombardy plain, aimed to monitor and assess the agro-ecological value of a heavily humanimpacted landscape. he idea of the project derives from the need of a cartographic product, based on reliable and spatially explicit indicators, to be used as support to land use planning and environmental decision-making processes. he proposed methodology is driven by an operational approach and is based on information gathered from land-use/cover databases. he paper proposes a set of indicators selected to assess the diferent aspects of the agro-environment and shows a method to visually synthesize the multiple information, summarizing the agro-ecological value of a territory at landscape level. 59

60 Marta Maggi et al. Introduction Knowledge of the ecological relevance of a landscape provides a useful input to land-use planning. Generally the assessment of the most ecologically valuable areas, also known as ecological evaluation (Spellemberg, 1992), is used to identify conservation priorities (Smith & heberge, 1986; Geneletti, 2004). More rarely, ecological evaluation is used to highlight areas of reduced ecological value because subjected to a foreseeable or existing human pressure (Zurlini et al., 1999). he project An environmental information system to estimate the agro-ecological value of the land cover in the Lombardia plain, founded by the General Direction Quality of the Environment of the Lombardy Region (Northern Italy) was designed by an interdisciplinary group of researchers with the aim of illing this gap. he idea of the project derives from the need of a cartographic product to assess the agro-ecological dimensions using reliable, operational, scientiically based and spatially explicit indicators. hese instruments should represent an operational tool for the monitoring and assessment of the agro-ecological value of a heavily human impacted landscape. he agro-ecological dimensions include landscape characteristics, biodiversity, and ecological processes like primary production, water and nutrient cycling, energy use (Castoldi & Bechini, 2006; Castoldi et al., 2007). Based on these premises, the paper proposes a set of indicators selected to assess the diferent aspects of the agro-environment and shows a method to visually synthesize the multiple information, summarizing the agro-ecological value of a territory at landscape level. he project is driven by an operational approach based on information gathered from land-use/cover databases. his guarantees low costs, replicable analysis, harmonized results, high comparable indicators. Methods and indicators were selected with the aim to be clear, simple, scientiically founded and transferable to all the administrative levels (Gabrielsen & Bosch, 2003), as support to land-use planning, environmental decision-making, Strategic Environmental Assessment (SEA) procedures, naturalness and biodiversity key areas identiication. 60

61 An instrument to assess the agro-ecological value of the Lombardia plain The study area: evolution and pressures he study was carried out in the Po Valley of the Lombardy region (Northern Italy) (Fig. 1). Lombardy is the most populated region of Italy, with more than 9.6 million inhabitants equal to 16 % of the total Italian population (source: ISTAT 2009). he total area of Lombardy is more than 23,800 km 2 : 47 % is on the plain, 40 % mountains and 12.5 % hills. Figure 1: The study area corresponds to the Lombardy plain (Northern Italy), highlighted with the grey colour. he Lombardy landscape is very varied and includes the Alps to the north, the hilly chain between the mountains and the wide plain, which is known as the Po Valley. Further south, there is the river Po to the east and part of the Apennine mountains to the west. he Lombardy plain is one of the most urbanised areas in Italy, and even in Europe, with Milan metropolitan area alone having more than 5 million inhabitants. he particular geomorphologic coniguration gave this area a natural supply of water, coming from the north. his derives from the rivers and from the particular geological structure. his abundance of water inluenced agricul- 61

62 Marta Maggi et al. ture practices by favouring certain types of land use, e.g. grazed pastures, and by maintaining the permanent vegetation along ield boundaries and along the numerous irrigation channels on the plain. he consequence of this was a landscape rich in natural elements, with a high degree of biodiversity, and with a cohesive, rather than difused, ecological network, which was also bolstered by an extensive system of forested areas. his scenario more or less endured until about Over the last 50 years, farming and urbanisation have had a major impact on the landscape pattern of the plain. he unsustainable level of urban and industrial settlements and of agricultural development has disrupted the rural landscape. A lot of forests and hedgerows disappeared, many springs dried up, parcels of land became larger and were managed intensively. A dramatically simpliied landscape resulted, and biodiversity was drastically impoverished (Lassini et al., 2007). hese pressures, together with some unsustainable planning policies and a lack of ecological foresight, transformed the Lombardy Po Valley into one of the most critical environmental areas in Europe, where urgent actions are needed. Materials and methods he mains source of data for the ecological evaluation was represented by the oicial vector land-cover database of the Lombardy region, also called DUSAF2 (Destinazione d Uso dei Suoli Agricoli e Forestali), at the scale of 1:10,000. his database, derived by photo-interpretation of aerial photographs dated from 2005 to 2007, represents an update of the former version referring to year 1999 and it has a legend coherent with the Corine land cover program. he DUSAF2 land cover map was subset using an hexagonal sampling grid, which is often used in ecological studies (O Neill et al., 1996; Griith et al., 2000). Each hexagon has an area of 5 ha which provides a detailed representation of ecological values at regional scales. From the methodological point of view a three levels hierarchical approach was adopted to estimate the agro-ecological value of the study area at an increasing level of detail: 1) the irst level of analysis consists in a basic comprehensive agro-ecological assessment, based on the description of the three characteristics of an ecological system, i.e. structure, composition and function (Andreasen et al., 2001; Dale & Beyeler, 2001); 62

63 An instrument to assess the agro-ecological value of the Lombardia plain 2) the second level assesses the landscape value referring to diferent thematic issues such as biodiversity, agro-diversity, land-cover change. his level adds information to the irst level and can concur to answer to speciic issues, with the possibility to be upgraded in a second moment; 3) the third level represents the synthesis of the above-mentioned two, since as Failing and Gregory (2003) say, Mistake 6: avoiding summary indicators or indices because they are considered overly simple: ( ) despite summary indices may mask some important attributes ( ), they can lead to better decisions. Level 1 : composition, structure and functionality In this paper we will present the results obtained so far for the irst level of analysis. As previously mentioned, for a irst general assessment of the ecological value at regional scale, we considered and evaluated the three key characteristics of an ecological system, i.e. structure, composition and function (Fig. 2). Figure 2: The three key characteristics of an ecological system (after Dale & Beyeler, 2001). hese characteristics may be considered at diferent spatial scales. In the framework of this study we focused at landscape level, therefore we identiied a landscape indicator for each of the three features. In particular for the compositional aspect we identiied the bio-permeability indicator, providing for each hexagon the proportion of land not interested by urbanization or intensive agriculture (Romano & Paolinelli, 2007), therefore suitable for the presence of biological activity. 63

64 Marta Maggi et al. he indicator is calculated as follows (eq. 1): Bio-permeability indicator = (EA c coef.; FN c coef.) Eq. 1 where EA c coef. = proportion of the agricultural cover, not interested by intensive production processes (i.e., olive trees, agro-forestry areas, pastures), within the analysis cell FN c coef. = proportion of the forest and natural cover (i.e., natural and semi-natural areas, moors and heatland), within the analysis cell (it includes also wetlands) he structure, which tells about the spatial distribution of land cover, was described at landscape level using a diversity index, more precisely the Simpson s diversity index. he index was considered as a proxy of the system complexity and a good descriptor of the landscape diversity. Actually the original index was appropriately modiied so that the urban cover presence is considered to reduce the diversity value of a cell. he structure value is calculated according to the following formula (eq. 2): D = [1 (p i ) 2 ]/(1+1/p u ) Eq. 2 where p i = proportion of the i patch within the cell analysis (it may belong to any land cover class) p u = proportion of the urban cover within the cell analysis he function characteristic was quantiied through the Aggregate functionality indicator, speciically conceived in the framework of this project. his index estimates the contribution of each land cover to the water cycle, the nutrients and energy cycles and the erosion processes. It is calculated as follows (eq. 3): F = (a i + b i + c i )p i Eq. 3 where a = weight assigned to land cover class i relatively to its contribution to the water cycle b = weight assigned to land cover class i relatively to its contribution to the energy and nutrients cycles c = weight assigned to land cover class i relative to its contribution to erosion processes p i = proportion of land cover class i within the analysis cell All the indicators may assume values between 0 and 1, where 0 corresponds to the worst ecological value of the indicator and 1 to the best. 64

65 An instrument to assess the agro-ecological value of the Lombardia plain Synthetic representation In order to integrate the three indicators and to spatially represent the agroecological value at the irst analysis level, a method based on RGB additive color synthesis was adopted. According to this method, each indicator corresponds to a primary color, i.e. red, green or blue: the color of each hexagon is thus the result of the synthesis of the three primary colors and tells about the values of the three indicators. A white hexagon thus derives from the combination of high values for all the three indicators. herefore it corresponds to an area of very high agro-ecological value. A yellow, magenta or cyan hexagon derives from the combination of high values for only two indicators. A black hexagon, on the contrary, corresponds to an area of very poor agroecological value. Results: evaluation of the agro-environmental quality Each indicator was derived using the available land cover database as data source. In general the study area shows few hot spots of high ecological value in a medium/low matrix. In particular, highest values of the bio-permeability indicator are recorded along rivers, in the area of pastures east of Milan and in correspondence of forested and natural areas (Fig. 3). Intensely cultivated agricultural areas and urban areas do not contribute to the bio-permeability of the analyzed territory. he aggregate functionality indicator presents an analogue spatial distribution, however lowest values correspond only to urban areas while intensely cultivated agricultural areas have intermediate values (Fig. 4). he diversity index presents a more complex spatial pattern, although highest values are noticed still along rivers, in correspondence of natural areas and in less intensely cultivated areas (Fig. 5). 65

66 Marta Maggi et al. Figure 3: The spatial distribution of the bio-permeability indicator represented in grayscale. Highest values are recorded along rivers, in the area of pastures east of Milan and in correspondence of forested and natural areas. Figure 4: The spatial distribution of the aggregate functionality indicator represented in grayscale. Lowest values correspond to urban areas while intensely cultivated agricultural areas have intermediate values. 66

67 An instrument to assess the agro-ecological value of the Lombardia plain Figure 5: The spatial distribution of the diversity indicator represented in grayscale. This index presents a complex spatial pattern, highest values are noticed along rivers, in correspondence of natural areas and in less intensely cultivated areas. Figure 6: The spatial representation of the agro-ecological value as obtained by the additive color synthesis method. Triples of values refer to Functionality (F) loaded on the Red (R) channel, Bio-permeability (B) on the Green (G) channel, Diversity (D) on the Blue (B) channel. All indicators have values between 0 and 1. 67

68 Marta Maggi et al. To aggregate the three indicators using the additive colour synthesis method, the Functionality indicator was loaded on the Red channel, the Bio-permeability indicator on the Green channel and the Diversity indicator on the Blue channel. Figure 6 shows the results specifying for some of them the triple of indicator values. he map represents the spatial distribution of areas having diferent agro-ecological value at landscape level. It may be noticed that the magenta colour (e.g. R = 0.34, G = 0.01, B = 0.06) is the more dominant in the entire study area, highlighting that the higher values are provided by the Diversity and Functionality indicators. he study site presents a general lack of bio-permeable areas. Few areas, close to rivers, present high values for all the three indicators, therefore a white colour (e.g. R = 0.8, G = 0.9, B = 0.7). Sub-alpine hills are characterised by high value of Bio-permeability and Functionality as showed by the yellow colour (e.g. R = 0.8, G = 1.0, B = 0.04). Finally, some green spots (e.g. R = 0.4, G = 1.0, B = 0.0) are visible in the lower part of the plain correlated to the luvial system. Figure 7: The ecological network overlaid on the RGB synthesis of the three landscape indicators, represented in grey tones. Corridors running in the north-south direction correspond to areas which have a high agro-ecological value (white areas). The overlay led also to assess which parts of the network present discontinuities in terms of agro-ecological value. 68

69 An instrument to assess the agro-ecological value of the Lombardia plain As a irst application of the obtained results we overlaid the layer representing the ecological network, as delineated by the Lombardy region, to the RGB synthesis of the three landscape indicators (Fig. 7). his allowed to verify that many ecological corridors correspond to areas which have a high agro-ecological value, in particular the corridors running in the north-south direction. Moreover, the procedures led to assess which parts of the network present discontinuities and would need interventions in terms of land covers. Conclusions his document presents the preliminary results of a project aimed at evaluating the agro-ecological value of a heavily human-impacted landscape. he adopted methodology ofers the advantage of obtaining an harmonized evaluation over all the study area. Moreover, it allows to identify critical areas and to raise awareness on the existence, within the analyzed landscape, of areas that despite the high human pressure would be worth being preserved due to their ecological value. At the same moment the adopted methodology led to identify advantages and drawbacks of previous environmental and land-use planning decisions. he indicators proposed so far, at the irst analysis level, are suiciently simple. herefore they should hit the demand of those who need to apply such indicators in practice, such as administrations and policy makers. Further developments of the project will concern the identiication of second level indicators referring to diferent thematic issues and the setting up of a methodology for synthesizing them. 69

70 Marta Maggi et al. References Andreasen, J. K., O Neill, R. V., Noss, R. & Slosser, N. C. (2001) Considerations for the development of a terrestrial index of ecological integrity. Ecological Indicators, 1, Castoldi, N. & Bechini, L. (2006) Agro-ecological indicators of ield-farming systems sustainability. I. Energy, landscape and soil management. Italian Journal of Agrometeorology, 11 (1), Castoldi, N., Finizio, A. & Bechini, L. (2007) Agro-ecological indicators of ield-farming systems sustainability. II. Nutrients and pesticides. Italian Journal of Agrometeorology, 12 (1), 6-23 Dale, V. H. & Beyeler, S. C. (2001) Challenges in the development and use of ecological indicators. Ecological Indicators, 1, Gabrielsen, P. & Bosch, P. (2003) Environmental Indicators: Typology and Use in Reporting, EEA internal working paper. Failing, L. & Gregory, R. (2003) Ten common mistakes in designing biodiversity indicators for forest policy. Journal of Environmental Management, 68, Geneletti, D. (2004) A GIS-based decision support system to identify nature conservation priorities in an alpine valley. Land Use Policy, 21, Griith, J. A., Martinko, E. A. & Price, K. P. (2000) Landscape structure analysis of Kansas at three scales. Landscape and Urban Planning, 52, Lassini, P., Monzani, F. & Pileri, P. (2007) A green vision for the renewal of the Lombardy landscape, in Pedroli, B., Van Doorn, A., De Blust, G., Paracchini, M. L., Wascher, D. & Bunce, F. (Eds. 2007) Europe s living landscapes. Essays on exploring our identity in the countryside. LANDSCAPE EUROPE / KNNV, O Neill, R. V., Hunsaker, C. T., Timmins, S. P., Jackson, B. L., Jones, K. B., Riitters, K. H. & Wickham, J. D. (1996) Scale problems in reporting landscape pattern at the regional scale. Landscape Ecology, 11 (3), Romano, B. & Paolinelli, G. (2007) L interferenza insediativa nelle strutture ecosistemiche. Modelli per la rete ecologica del Veneto. Gangemi editore, Roma. Smith, P. G. R. & heberge, J. B. (1986) A review of criteria for evaluating natural areas. Environmental Management, 10 (6), Spellemberg, I. F. (1992) Evaluation and Assessment for Conservation. Chapman & Hall, London. Zurlini, G., Amadio, V. & Rossi, O. (1999) A landscape approach to biodiversity and biological health planning: the Map of Italian Nature. Ecosystem Health, 5 (4),

71 Alpine-wide delineation of the potential treeline Individuazione del limite boschivo potenziale nelle Alpi Caroline Pecher 1 *, Erich Tasser 1 & Ulrike Tappeiner 1,2 1 Institute for Alpine Environment, EURAC research, Viale Druso 1, Bolzano 2 Institute of Ecology, University of Innsbruck, Sternwartestraße 2, Innsbruck (A) *Caroline.Pecher@eurac.edu Introduction In many regions within the Alps a long-lasting and continuous demand for pastoral land has led to a signiicant downshift in the actual treeline-position (Ozenda, 1988; Ellenberg, 1996; Holtmeier & Broll, 2005). As a consequence, the potential treeline-position nowadays rarely coincides with the actual treeline-position. E.g. in the Swiss Alps, undisturbed and natural treelines are seldom, remaining on steeper and rocky surfaces (Gehrig-Fasel et al., 2007). However, land-use changes have recently had a considerable inluence on treeline dynamics (Didier, 2001; Gehrig-Fasel et al., 2007; Holtmeier & Broll, 2007; Tasser et al., 2007; Vittoz et al., 2008). Within some Alpine regions, an upshift in the actual treeline-position, primarily as a consequence of land-use changes, has been observed (Gehrig-Fasel et al., 2007; Tasser et al., 2007; Vittoz et al., 2008). In order to identify the dimension of human impact within these zones, the actual and the potential treeline for the entire Alps need to be delineated. he actual treeline-position can be directly identiied from recent land-cover maps. he potential treeline, however, has not yet been deined for the whole Alpine arc. Within this study, we thus present for the irst time a method for the delineation of the potential treeline for the entire Alps. A mixed approach of GIS and statistical applications was followed in order to achieve this objective. 71

72 Caroline Pecher et al. Study area he study area covers the cooperation area of the Alpine Convention and it spans the countries of Austria, France, Germany, Italy, Liechtenstein, Slovenia, and Switzerland, covering an area of ca. 190,777 km². According to Ozenda (1988) the Alps can be subdivided into three main bio-geographic regions: he Alpine fringe, the inter-alpine zone, and the continentality poles. Material and Methods Data sources For the delineation of the potential treeline Corine land cover 2000 (CLC2000) in combination with Corine land cover Switzerland (CLC Switzerland) as well as processed data from the Shuttle Radar Topography Mission (SRTM) were utilized (EEA, 2005a; EEA, 2005b; Jarvis et al., 2008). CLC2000 provides data on land use and land cover for the entire Alps except from Switzerland, which is represented by CLC Switzerland. CLC2000 has a 100 m resolution, and it was developed for the reference years (Nunes de Lima, 2005). CLC Switzerland has a resolution of 250 m, and its reference years are (Nippel & Klingl, 1998). he processed SRTM data-set has a resolution of 3 arc-seconds (Jarvis et al., 2008). Potential and actual treeline A combined approach of GIS and statistical applications was followed in order to identify the potential and the actual treeline-position. he method for the potential-treeline delineation is described in detail by Pecher et al. (forthcoming). For the delineation of the potential treeline the CLC class Forest was used which is deined by a density of 500 trees per ha or by a canopy cover of more than 30 % as well by a tree height of more than 5 m (EIONET, 2006). Assuming that the potential treeline needs to be more elevated than the actual position of the treeline, only the most elevated forest incidents were used for the delineation of the potential treeline. he delineation was conducted in the following way: Seven transects of 100 km width were placed at the positions of geo-botanical proile lines, and were then subdivided into bio-geographic regions (both deined by Ozenda, 1988). For every 72

73 Alpine-wide delineation of the potential treeline transect the most elevated 10 % of forest occurrences per bio-geographic region (cf. 2.1 Study area) were selected and the correlation among the data was then represented by a polynomial function (Fig. 1). he position of the potential treeline was determined by a GIS-based implementation of the polynomial functions on 5 km raster cells covering the Alps. he actual treeline-position was identiied by means of CLC2000, CLC Switzerland as well as by the processed SRTM data. All areas below the actual treelineposition were selected semi-automatically considering altitude as well as land-use and land-cover type. In a inal step, the zone between the potential and the actual treeline-position could be identiied. Figure 1: Within seven transects of 100 km width, the highest 10 % of forest incidents were identified. The correlation among the selected forest incidents per transect was subsequently represented by a polynomial regression. 73

74 Caroline Pecher et al. Results he polynomial functions which have been identiied for the seven transects have the following characteristics: he vertex of all seven functions is positioned near the Alpine main ridge or south of it. he lowest vertex can be found within the transects 1 and 4 with ca m a.s.l., within the transects 2 and 5 the vertex is at ca m a.s.l., and the highest vertex is reached by the functions within the transects 3 and 7 with ca m a.s.l % of the total study area, 96.7 % the Alpine fringe, 82.9 % of the inter-alpine zone, and 63.3 % of the continentality poles are located below the potential treeline. Figure 2a illustrates the study area below the actual treeline-position, and igure 2b represents the study area below the potential treeline-position. he mean differences between the altitudes of the potential and the actual treeline increase from the Alpine fringe (187.7 m) and the inter-alpine zone (336.3 m) to the continentality poles (377.9 m). Figure 2: Study area below the actual (a) and the potential (b) treeline-position. 74

75 Alpine-wide delineation of the potential treeline Discussion he quality of the potential treeline delineated within this study is strongly inluenced by the quality of the underlying base data. he two CLC data-sets have some limitations that are mainly due to diferent resolutions and reference years. Whereas CLC2000 has a 100 m resolution the resolution of CLC Switzerland is 250 m; furthermore, the reference years of CLC2000 and CLC Switzerland difer between 14 and 22 years (Nippel & Klingl, 1998; Nunes de Lima, 2005). hese diferences result in a reduced comparability of the data sets that probably lead to errors in their application. However, at the moment, CLC2000 and CLC Switzerland are the only pan-european data-sets on land cover and land use available at higher resolution. he currently being produced Corine Land Cover 2006 will, for the irst time, cover the Alps consistently, which might be an improvement at least for the Swiss part of the data set (EEA, 2007; EIONET, 2009). he potential treeline delineated within this study is shaped very evenly. In reality, the altitude of the potential treeline within the Alps is highly dependent e.g. on the relief as well as on local climatic conditions (Mayer & Ott, 1991). he validity of the potential treeline was tested by means of a comparison with potential-treeline altitudes from the literature cited. Comparisons were carried out for the Berchtesgadener Calcareous Alps (Germany), for various study sites within the Valais (Switzerland), and for the Maurienne Valley (France): Within the Berchtesgadener Calcareous Alps Mayer and Ott (1991) identiied the climatic treeline for Pinus cembra at m a.s.l. Our data locate the mean-altitude of the potential treeline within this region at m a.s.l. For diferent locations within the Valais, Tinner and heurillat (2003), Carnelli et al. (2004), and Heiri et al. (2006) found potential treelines at m a.s.l., m a.s.l., and m a.s.l. Our data identify mean-altitudes of the potential treelines at m a.s.l., m a.s.l., and 2240 m a.s.l. for these sites. Within the Maurienne Valley the potential treeline was located by Didier (2001) at m a.s.l., whereas we found the mean-altitude of the potential treeline at m a.s.l. within this zone. hese indings lead to the conclusion that the delineated potential treeline is able to represent the real potential treeline, at least at a regional scale. he delineation of the potential and the actual treelines for the entire Alps allow now for the irst time for an identiication of the dimension of human impact in formerly forested mountain areas. In future, updates of CLC or other applicable data sets will additionally provide an insight into changes in anthropogenic activities within these zones. 75

76 Caroline Pecher et al. References Carnelli, A. L., heurillat, J. P., hinon, M., Vadi, G. & Talon, B. (2004) Past uppermost tree limit in the Central European Alps (Switzerland) based on soil and soil charcoal. Holocene, 14, Didier, L. (2001) Invasion patterns of European larch and Swiss stone pine in subalpine pastures in the French Alps. Forest Ecology and Management, 145, EEA (2005a) Corine land cover 2000 (CLC2000) 100 m version 5/2005. EEA (2005b) Corine land cover (CLC1990) Switzerland. EEA (2007) CLC2006 technical guidelines. EEA Technical report, No 17/2007, European Environment Agency, Copen hagen. EIONET (2006) Corine Land Cover classes. Available at: (accessed August 2009). EIONET (2009) Corine Land Cover Available at: (accessed August 2009). Ellenberg, H. (1996) Vegetation Mitteleuropas mit den Alpen. Ulmer, Stuttgart. Gehrig-Fasel, J., Guisan, A. & Zimmermann, N. E. (2007) Tree line shifts in the Swiss Alps: Climate change or land abandonment? Journal of Vegetation Science, 18, Heiri, C., Bugmann, H., Tinner, W., Heiri, O. & Lischke, H. (2006) A model-based reconstruction of Holocene treeline dynamics in the Central Swiss Alps. Journal of Ecology, 94, Holtmeier, F. K. & Broll, G. (2005) Sensitivity and response of northern hemisphere altitudinal and polar treelines to environmental change at landscape and local scales. Global Ecology and Biogeography, 14, Holtmeier, F. K. & Broll, G. (2007) Treeline advance driving processes and adverse factors. Landscape Online, 1, Jarvis, A., Reuter, H. I., Nelson, A. & Guevara, E. (2008) Hole-illed SRTM for the globe Version 4, available from the CGIAR-CSI SRTM 90m Database: Mayer, H. & Ott, E. (1991) Gebirgswaldbau Schutzwaldplege. Ein waldbaulicher Beitrag zur Landschaftsökologie und zum Umweltschutz. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart/New York. Nippel, T. & Klingl, T. (Eds., 1998). Swiss Land Use in the European Context. Integration of Swiss Land Use Statistics with CORINE Land Cover. Swiss Federal Statistical Oice/Swiss Agency for the Environment, Neuchâtel. Nunes de Lima, M. V. (Ed., 2005). IMAGE2000 and CLC2000. Products and Methods. CORINE Land Cover updating for the year European Commission, Ispra. Ozenda, P. (1988) Die Vegetation der Alpen im europäischen Gebirgsraum. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart/New York. Pecher, C., Tasser, E. & Tappeiner, U. (forthcoming) A new reference unit for landscape indicators in the European Alps. Ecological Indicators. Tasser, E., Walde, J., Tappeiner, U., Teutsch, A. & Noggler, W. (2007) Land-use changes and natural reforestation in the Eastern Central Alps. Agriculture Ecosystems & Environment, 118, Tinner, W. & heurillat, J. P. (2003) Uppermost limit, extent, and luctuations of the timberline and treeline ecocline in the Swiss Central Alps during the past 11,500 years. Arctic Antarctic and Alpine Research, 35, Vittoz, P., Rulence, B., Largey, T. & Frelechoux, F. (2008) Efects of climate and land-use change on the establishment and growth of cembran pine (Pinus cembra L.) over the altitudinal treeline ecotone in the Central Swiss Alps. Arctic Antarctic and Alpine Research, 40,

77 Effetti della ricchezza specifica, delle abbondanze relative e della taglia corporea sul processo di decomposizione fogliare in microcosmi di laboratorio: quanto contano realmente le specie? Effects of species richness, evenness and body size on leaf-litter decomposition rates in freshwater microcosm experiments: do species really matter? Angela Pluchinotta 1 *, Julia Reiss 2, Guy Woodward 2 & Elisa Anna Fano 1 1 Dipartimento di Biologia ed Evoluzione, Università degli Studi di Ferrara, Via Luigi Borsari 46, Ferrara 2 School of Biological and Chemical Sciences, Queen Mary University of London, London E1 4NS *angela.pluchinotta@unife.it Abstract Nell ultima decade, l incremento dei tassi di estinzione delle specie ha sollecitato ulteriori studi focalizzati prevalentemente sulla diversità speciica e sul modo in cui la sua diminuzione alteri l eicienza delle comunità a mediare importanti processi ecosistemici. Sebbene la ricchezza speciica sia una delle metriche più utilizzate della biodiversità, non signiica che le specie siano le uniche componenti della forzante ad avere efetti sulle proprietà dell ecosistema. Per tali ragioni, il presente lavoro è inalizzato all analisi degli efetti della diversità a diversi livelli, dalla diversità tassonomica alla variabilità di caratteristiche individuali, sul processo di decomposizione di materiale fogliare alloctono in microcosmi di laboratorio. Sono state considerate tre specie di macroinvertebrati appartenenti al gruppo funzionale degli shredders e due classi di dimensione corporea. Combinando le sei diferenti tipologie in monocolture e bicolture, si sono creati diversi scenari di ricchezza speciica e di abbondanza relativa. I risultati ottenuti mostrano che la decomposizione fogliare dipende principalmente dalla biomassa totale dei consumatori, piuttosto che dalla ricchezza tassonomica o da fattori di dominanza numerica. Inoltre, non si osservano interazioni positive, come la facilitazione o interferenze inter- e intra-speciiche, in assemblaggi dove coesistono diverse tipologie. Nonostante l assenza dei tradizionali efetti della biodiversità, si 77

78 Angela Pluchinotta et al. riscontra che gli organismi di taglia piccola presentano una performance più elevata per unità di massa corporea rispetto agli organismi di taglia grande. I risultati del presente lavoro sottolineano l importanza di valutare l ipotesi che variazioni della diversità funzionale, data da caratteristiche individuali come la taglia, piuttosto che della diversità speciica, possano avere un impatto ecologico rilevante sulla funzionalità dei processi ecosistemici. Introduzione Negli ultimi decenni, numerose ricerche in ambito ecologico hanno registrato un chiaro collegamento tra biodiversità e funzionalità ecosistemica e hanno formulato molteplici ipotesi riguardo la natura di queste relazioni (Chapin et al., 2000). In particolare, dagli anni 90 una numerosa gamma di lavori, sia teorici che sperimentali, ha dimostrato come la biodiversità migliori generalmente la funzionalità dei processi ecosistemici, quali ad esempio l uso della risorsa troica o la produzione di biomassa (Mittelbach et al., 2001; Balvanera et al., 2006). In queste ricerche, infatti, i tassi dei processi hanno mostrato un chiaro incremento all aumentare della ricchezza speciica, risultati che hanno portato gli autori a considerare la biodiversità come sinonimo di ricchezza tassonomica, senza prendere in considerazione altre componenti importanti della biodiversità, come l abbondanza relativa delle specie, le diferenze tra caratteri funzionali, le interazioni tra specie e le variazioni temporali e spaziali di queste proprietà. La ricchezza tassonomica certamente rappresenta un buon parametro per misurare la varietà di importanti caratteri, la stessa varietà che implica una correlazione positiva e asintotica tra ricchezza speciica e tassi del processo. Questo incremento può essere spiegato da una serie di meccanismi, quali: l uso complementare della risorsa, ossia l equo contributo di tutte le specie in un dato processo (Loreau& Hector, 2001); la facilitazione, ossia quando le attività di una certa specie interferiscono positivamente o negativamente sull attività compiuta da altre specie (Cardinale et al., 2002); il cosiddetto sampling efect, ossia la maggiore probabilità che in assemblaggi con elevata ricchezza speciica siano incluse specie con efetti rilevanti sull ecosistema studiato (Cardinale et al., 2006). D altronde, non è detto che i tassi dei processi ecosistemici mostrino una netta correlazione con la ricchezza speciica. In alcuni casi, infatti, le caratteristiche funzionali di specie dominanti possono inluenzare il processo al punto tale di an- 78

79 Effetti della ricchezza specifica, delle abbondanze relative e della taglia corporea nullare gli efetti della numerosità tassonomica della comunità stessa (Dangles & Malm qvist, 2004). Cercando di deinire la vera chiave di lettura degli efetti della biodiversità sui processi ecosistemici, risulta interessante analizzare l inluenza di speciici caratteri individuali, quali ad esempio la taglia corporea, l eicienza nell assumere l alimento o la lessibilità nella dieta, piuttosto che la ricchezza speciica per se. Un particolare tratto dell organismo, come la dimensione corporea, può portare diferenze nel processo osservato. In accordo con la teoria metabolica di Brown et al. (2004), la massa corporea determina il metabolismo basale degli organismi (ad es. la domanda energetica, i tassi di ingestione, l abbondanza, la produzione di biomassa della popolazione), sino ad inluenzare i livelli più alti dell organizzazione biologica, dal singolo individuo sino alla popolazione (Brown et al., 2004). Con il presente studio si intende valutare l impatto di importanti metriche della biodiversità, quali appunto la ricchezza speciica, le abbondanze relative e la taglia corporea, sul processo di decomposizione di materiale fogliare alloctono operato da assemblaggi macrobentonici detritivori in microcosmi di laboratorio. Considerata l elevata ridondanza speciica e la forte strutturazione in taglia che caratterizza le catene troiche d acqua dolce (Woodward, 2009), attraverso i risultati di questa ricerca si è voluto sottolineare l importanza della taglia corporea come determinante dei processi ecosistemici, piuttosto che la composizione degli assemblaggi o la ricchezza speciica per se. Materiali e metodi Set-up sperimentale Gli efetti di diversità sul processo di decomposizione fogliare sono stati studiati in microcosmi di laboratorio durante la primavera Sono state utilizzate tre specie di macroinvertebrati appartenenti al gruppo funzionale degli shredders (l anipode Gammarus pulex, l isopode Asellus aquaticus e le larve del tricottero Sericostoma personatum) e foglie di ontano (Alnus glutinosa) come riserva di cibo. Gli organismi considerati sono specie comuni nei iumi europei e possono coesistere in natura nello stesso habitat, così come ciascuna specie può dominare la comunità locale in termini di abbondanza e biomassa (Biggs et al., 2007). 79

80 Angela Pluchinotta et al. I macroinvertebrati sono stati raccolti prima dell inizio dell esperimento da iumi nel Sud-Est dell Inghilterra e tenuti in camera termostatata con foglie di pioppo (Populus nigra) come risorsa troica. I microcosmi consistevano in recipienti cilindrici di vetro (volume 400 ml, diametro 11,6 cm, profondità 6 cm), areati singolarmente e chiusi con rete di nylon forata (diametro dei fori 1 mm). I recipienti sono stati riempiti con foglie di ontano (3 g di massa secca con picciolo rimosso) e successivamente immersi in contenitori di plastica contenenti 20 litri di acqua distillata e 7,5 litri di acqua di iume costantemente ossigenate da due tubi Aqua Air (60 cm di lunghezza). In ogni contenitore sono stati posizionati 15 microcosmi (12 box per 180 microcosmi in totale). L acqua di iume ha facilitato la colonizzazione microbica delle foglie. La scelta di utilizzare foglie della specie ontano è stata determinata dai veloci tassi di decomposizione, compatibili con la breve durata dell esperimento. Inoltre, gli alti valori nutrizionali della foglia selezionata e il quantitativo immesso nei microcosmi, tale da rendere la risorsa alimentare illimitata (Cummins et al., 1989), hanno permesso che tutte tre le specie, pur coesistendo, mantenessero una preferenza nel processare CPOM ad elevato contenuto calorico sino al termine dell esperimento. L esperimento è stato mantenuto a 15 C in camera termostatata con un ciclo luce-buio di 8:16 ore e terminato dopo 4 settimane dall ingresso dei macroinvertebrati. Trattamenti sperimentali In associazione alla diversità tassonomica è stata aggiunta la variabilità in caratte ristiche individuali, prendendo in considerazione la taglia corporea. Agli organismi sono state assegnate due classi di taglia per ciascuna specie: individui rientranti nella classe di taglia piccola e grande della popolazione di A. aquaticus and G. pulex misuravano dai 4 agli 8 e dagli 8 ai 12 mm in lunghezza, rispettivamente. Individui rientranti nelle classi di taglia piccola e grande di S. personatum misuravano invece dai 9 ai 14 e dai 14 ai 19 mm in lunghezza, rispettivamente. Le medie di massa corporea per individui di taglia piccola erano di 2,1 mg, 2,3 mg, e 8,7 mg per A. aquaticus, G. pulex, and S. personatum, rispettivamente e di 6,2 mg, 6,7 mg, e 16,1 mg per individui di taglia grande di A. aquaticus, G. pulex, e S. personatum, rispettivamente. Mantenendo a dodici il numero totale di individui per microcosmo, si sono create combinazioni di macroinvertebrati assemblati in monocolture costituite da 80

81 Effetti della ricchezza specifica, delle abbondanze relative e della taglia corporea organismi della stessa specie e in bicolture costituite da organismi appartenenti a due specie diverse con classi di taglia distribuite proporzionalmente o con una classe dominante (6+6; 4+8; 8+4). Tutti i trattamenti sono stati replicati 3 volte, ottenendo così 180 microcosmi distribuiti in 3 blocchi (Tab. I). Colture N I T S=1 12 a A g G s S 6 S=2 6+6 ag as gs AG AS GS sg 15 aa gg ss ag as ga gs sa 8+4 Aaa AAa Ggg GGg Sss SSs AAG aag AAg aag 30 AGG agg Agg agg AAS aas AAs aas ASS ass Ass ass GGS ggs ggs GGs GSS gss Gss gss Controllo microbiologico 1 Totale 52 Repliche Totale 156 Tabella I: Design sperimentale ottenuto introducendo nei microcosmi tre specie di shredders con organismi appartenenti a due diverse classi di taglia per ciascuna specie. Numero di individui (N), identità degli assemblaggi (I), numero dei trattamenti (T), a = Asellus aquaticus taglia piccola / A = Asellus aquaticus taglia grande, g = Gammarus pulex taglia piccola / G = Gammarus pulex taglia grande, s = Sericostoma personatum taglia piccola / S = Sericostoma personatum taglia grande X3 Determinazione delle biomasse La biomassa iniziale di ogni individuo è stata derivata attraverso misurazioni della lunghezza totale del corpo di ogni organismo utilizzando un software di analisi d immagine (Image Pro Plus 6.3.Media Cybernetics, inc ), e successivamente calcolata dalla regressione lunghezza peso della biomassa secca derivata da un sub-campione di 50 individui per ogni specie. Dopo 4 settimane i macroinvertebrati sono stati rimossi dai microcosmi, separati dal materiale fogliare processato, fotografati e immediatamente congelati a 40 C. 81

82 Angela Pluchinotta et al. Con il calcolo delle biomasse inali degli shredders si è potuta calcolare la biomassa acquisita dai macroinvertebrati durante l esperimento. La mortalità è stata compensata assumendo che gli individui morti hanno vissuto almeno per metà del periodo sperimentale e i dati sono stati corretti in accordo a questa assunzione. Il rimanente materiale fogliare è stato seccato a 80 C e pesato secondo le correzioni fatte per la perdita di massa fogliare dovuta alla lisciviazione e all attività microbica. La perdita di massa fogliare è stata espressa in grammi di materiale fogliare secco per microcosmo e anche per unità di biomassa del consumatore. Elaborazione statistica dei dati Su tutti i dati è stata eseguita l analisi della varianza mediante ANOVA (oneway Anova; α di signiicatività 0,05; software StatSoft Inc, 2001) e successivi test di Tukey-Kramer (Kramer, 1956) come confronti post-hoc, per veriicare la presenza di diferenze signiicative nei tassi di decomposizione (per 12 organismi e per unità di biomassa) in monocolture e in bicolture. Inoltre, sono state confrontate le risposte relative a questi trattamenti con i controlli microbici. Prima di procedere alle indagini statistiche, i dati sono stati testati per l omogeneità della varianza tramite test di Levene e trasformati mediante log(x+1) quando opportuno. Tutte le analisi efettuate sono state condotte mediante il programma STATI- STICA (v. 8 per sistemi operativi Windows, applicazione StatSoft Inc, 2001). Risultati Nei trattamenti si è registrata un elevata percentuale di sopravvivenza (Sericostoma personatum 97,38 %, Gammarus pulex 91,34 %, e Asellus aquaticus 91,17 %). Si sono rilevate diferenze signiicative (p < 0,05) per quanto riguarda la perdita di massa fogliare tra i controlli e i trattamenti. I tassi di decomposizione fogliare sono risultati diversi tra le varie specie; S. personatum ha mostrato in media il maggiore efetto sulla perdita di massa fogliare, mentre G. pulex e A. aquaticus hanno avuto efetti minori (Fig. 1). 82

83 Effetti della ricchezza specifica, delle abbondanze relative e della taglia corporea Figura 1: Perdita di massa fogliare (±ES) per 12 shredders nelle monocolture di Asellus aquaticus (1), Gammarus pulex (2) e Sericostoma personatum (3). La perdita di massa fogliare risulta signiicativamente diferente (p<0,001) nelle monocolture di S. personatum rispetto alle monocolture di G. pulex, che ha evidenziato valori intermedi e di A. aquaticus i cui efetti sulla perdita di massa fogliare risultano i più esigui. Le diverse performance rilettono principalmente le diferenze in biomassa tra le specie, anziché diferenze nella ricchezza speciica o nella distribuzione delle abbondanze. In efetti, la biomassa totale dei consumatori ha mostrato una forte correlazione positiva (r 2 = 0,6125) (Fig. 2) con i tassi di decomposizione, mentre le singole specie non hanno inluenzato signiicativamente il processo, calcolato come media delle perdite di massa fogliare (g) in rapporto all unità di massa corporea del singolo consumatore (mg) (Fig. 3). 83

84 Angela Pluchinotta et al. Figura 2: Relazione tra la biomassa totale di 12 shredders (g) e i tassi di decomposizione fogliare. La biomassa totale dei consumatori mostra una stretta correlazione positiva con i tassi del processo. Figura 3: Variazioni in perdita di massa fogliare per 12 shredders nelle monocolture di Asellus aquaticus, Gammarus pulex e Sericostoma personatum, calcolata come media delle perdite di massa fogliare (g) per unità di biomassa del consumatore (mg). Le singole specie non hanno influenzato significativamente i tassi del processo. 84

85 Effetti della ricchezza specifica, delle abbondanze relative e della taglia corporea Nelle monocolture invece i tassi di decomposizione sono stati generalmente più bassi per gli organismi di taglia piccola rispetto a quelli di taglia grande della stessa specie (Fig. 4a), ma sono risultati signiicativamente più veloci per unità di biomassa del consumatore (Fig. 4b). Figura 4: Decomposizione fogliare (± ES) per 12 shredders e per unità di biomassa dei consumatori nelle monocolture con Asullus aquaticus di taglia piccola (a) e grande (A), Gammarus pulex di taglia piccola (g) e grande (G) e di Sericostoma personatum di taglia piccola (s) e grande (S). I tassi di decomposizione fogliare sono significativamente più bassi (p<0,001) per gli individui di taglia piccola rispetto agli individui di taglia grande (a), ma significativamente più alti (p<0,001) per unità di biomassa del consumatore (b). 85

86 Angela Pluchinotta et al. Conclusioni I risultati mostrano che gli efetti della diversità speciica sull eicienza di conversione della risorsa in biomassa dipendono sostanzialmente dalla biomassa totale degli organismi, piuttosto che da altre misure tradizionali di diversità (ad es. ricchezza speciica e abbondanza relativa). Il mancato riscontro di una diferenza signiicativa nei trattamenti con diversi livelli di ricchezza speciica o con diferenti scenari di dominanza non supporta recenti studi nei quali vengono evidenziate interazioni positive, come la facilitazione o interferenze inter- e intra-speciiche, all interno di assemblaggi dove coesistono diverse tipologie quanti-qualitative di organismi (Jonsson & Malmqvist, 2003). Nonostante l assenza dei tradizionali efetti della biodiversità si è riscontrato che gli organismi di taglia piccola presentano una performance più elevata per unità di massa corporea rispetto agli organismi di taglia grande. In accordo con quanto afermano Brown et al. (2004) relativamente alle esigenze metaboliche degli individui, gli organismi con massa corporea minore presentano tassi di assimilazione maggiori rispetto a quelli degli organismi con dimensioni più grandi, per unità di biomassa, nonostante abbiano consumato una quantità inferiore di risorsa. Si può quindi desumere che in riferimento a sistemi naturali l incremento in taglia delle specie potrebbe causare una serie di efetti sul funzionamento degli ecosistemi analoghi a quelli derivanti dalla perdita in specie. Ora lo scopo è quello di misurare la diversità funzionale in modo più esplicito, raggiungendo il vero grado di ridondanza dei sistemi naturali e lasciando che si esprimano le potenziali risposte di compensazione alla perdita in specie. Inoltre le ricerche future necessiterebbero di maggior realismo, includendo sia la ricchezza in specie che in caratteristiche individuali, considerando più di un livello troico, e analizzando più di un processo ecosistemico (Reiss et al., 2009; Woodward, 2009). 86

87 Effetti della ricchezza specifica, delle abbondanze relative e della taglia corporea Bibliografia Balvanera, P., Pisterer, A. B., Buchmann, N., He, J. S., Nakashizuka, T., Rafaelli, D. & Schmid, B. (2006) Quantifying the evidence for biodiversity efects on ecosystem functioning and services. Ecology Letters, 9, Biggs, J., Williams, P., Whitield, M., Nicolet, P., Brown, C., Hollis, J., Arnold, D. & Pepper, T. (2007) he freshwater biota of British agricultural landscapes and their sensitivity to pesticides. Agriculture, Ecosystems and Environment, 122, Brown, J. H., Gillooly, J. F., Allen, A. P., Savage, V. M. & West, G.B. (2004) Toward a metabolic theory of ecology. Ecology, 85, Cardinale, B. J., Palmer, M. A. & Collins, S. L. (2002) Species diversity enhances ecosystem functioning through interspeciic facilitation. Nature, 415, Cardinale, B. J., Strivastava, D. S., Dufy, J. E., Wright, J. P., Downing, A. L., Sankaran, M. & Jouseau, C. (2006) Efects of biodiversity on the functioning of trophic groups and ecosystems. Nature, 443, Chapin, F. S., Zavaleta, E. S., Eviner, V. T., Naylor, R. L., Vitousek, P. M., Reynolds, H. L., Hooper, D. U., Lavorel, S., Sala, O. E., Hobbie, S. E., Mack, M. C. & Diaz, S. (2000) Consequences of changing biodiversity. Nature, 405, Cummins K. W., Wilzbach M. A., Gates D. M., Perry J. B. & Taliaferro W.B. (1989) Shredders and Riparian Vegetation. BioScience, 39, Dangles, O. & Malmqvist, B. (2004) Species richness decomposition relationships depend on species dominance. Ecology letters, 7, Jonsson, M. & Malmqvist, B. (2003) Mechanisms behind positive diversity efects on ecosystem functioning: testing the facilitation and interference hypotheses. Oecologia, 134, Kramer, C. Y. (1956) Extensions of multiple range tests to group means with unequal numbers of replications. Biometrics, 12, Loreau, M. & Hector, A. (2001) Partitioning selection and complementary in biodiversity experiments. Nature, 412, Mittelbach, G. G., Steiner, C. F., Scheiner, S. M., Gross, K. L., Reynolds, H. L., Waide, R. B., Willing, M. R., Dodson, S.I. & Gough, L. (2001) What is the observed relationship between species richness and productivity? Ecology, 82, Reiss, J., Bridle, J. R., Montoya, J. M. & Woodward, G. (2009) Emerging horizons in biodiversity and ecosystem functioning research. Trends in Ecology & Evolution, 24, Woodward, G. (2009) Biodiversity, ecosystem functioning and food webs in freshwaters: assembling the jigsaw puzzle. Freshwater biology, 54,

88

89 A preliminary analysis of GIS-based Decision Support System to monitor climate aridity and drought in Mediterranean area Analisi preliminare di un sistema di supporto alle decisioni basato su GIS per monitorare l aridità climatica e la siccità in Paesi dell area Mediterranea Luca Salvati 1 *, Stefano Tersigni 1, Simona Ramberti 1, Marco Zitti 2 & Luigi Perini 2 1 ISTAT, Environmental Statistics Unit, Via A. Ravà 150, Rome 2 Council for Research in Agriculture (CRA), Unit for Climatology and Meteorology applied to Agriculture (CMA), Via del Caravita 7a, Rome *lsalvati@istat.it Abstract his paper illustrates a GIS-based information system aimed at monitoring drought conditions and land vulnerability to drought for Italy at a detailed spatial scale. he system is composed of three modules which include (i) a meteorological module which allows calculating climatic igures at a very detailed spatial scale over the whole Italian territory, (ii) a drought severity synthetic index, and (iii) a land vulnerability index based on a set of environmental variables describing climatology, soil properties, and land use in order to synthetically evaluate drought risk in potentially dry areas. he meteorological module produces cartographic outputs based on data from nearly 6,000 gauging stations whose data were collected on a daily basis over the whole country. he land vulnerability module produces an index, namely the LVI, measured in 1990 and 2000 and easily updatable. he LVI, which has a spatial resolution of about 1 km 2, was built up through a multivariate approach aimed at assessing the importance of the various environmental indicators included in the synthetic index. Examples in the integration of the modules were illustrated through a GIS-based approach. 89

90 Luca Salvati et al. Introduction Drought is usually deined as a signiicant, temporary reduction in water availability below the expected amount for a speciied period and for a deined climatic zone. Diferent classiications of drought were developed according to the research ield of interest, e.g. meteorological drought, hydrological drought, and agricultural drought. he irst deinition is usually linked to an assessment of rainfall deicit only, the second one includes an evaluation of the water inlows and outlows balance, the third one, which is at our advice the most complete, separately evaluates diferent components of drought, namely the dimensions of duration and intensity, by providing assessment of the level of drought severity. In particular, drought duration refers to the length of dry spells, whereas drought intensity refers to the amount of water deicit, taking into account a simpliied water balance with rainfall and reference evapotranspiration, respectively as input and output variables (Ligetvari & Szalai, 2004). Drought severity is then estimated as an integrated index of duration and intensity (Venezian Scarascia et al., 2006). he aim of this paper is to illustrate a procedure aimed at developing a GISbased monitoring scheme for Drought Severity. he procedure is requested to produce this information at a detailed geographical and time scale. his contribution is organised as follows: the statistical survey aimed at collecting a large data set of meteorological observations in Italy was described in paragraph 2. he statistical approach aimed at calculating indicators of drought duration and intensity, thus producing a composite index of drought severity, was detailed in paragraph 3. he integration of diferent data sources in order to estimate a synthetic index of land vulnerability to drought was discussed in paragraph 4. he conclusion paragraph completes the paper by discussing the implications of permanent assessment of drought on policies aimed at mitigating drought risk in the Mediterranean basin. The National Institute of Statistics survey on meteorological networks in Italy Since 1926, the Italian National Institute of Statistics (ISTAT) disseminates meteorological data collected from gauging stations located over Italy. In 2007 ISTAT carried out a research project entitled Meteo-climatic and hydrologic indicators. his project, which is included in the National Statistical Program ( ) tends 90

91 A preliminary analysis of GIS-based Decision Support System to implement a geographical data-warehouse with meteorological, agro-meteorological, and hydrological daily values measured since 1951 from more than 6,000 gauging stations, provided by several national, regional, and local institutions. he project has the following objectives: (i) to provide a survey of the Italian institutions collecting meteorological data through the own network of gauging stations and (ii) to collect these data into a geographical data-warehouse in order to improve procedures for environmental monitoring. Survey of meteorological networks was done on national services, regional services (e.g. rural development agencies), and local institutions (e.g. research institutes). Based on the results of statistical data collecting, checking and imputing lacking values, the data-warehouse will allow estimating the main climate variables at high spatial resolution. Finally, a set of indicators describing the interaction of climate with biological, agronomic, pedological, and hydrological themes will be estimated, through down-scaling approaches, at different administrative spatial scales (e.g. municipalities, local labour systems, agricultural homogeneous regions) in order to achieve integration with socio-economic variables obtained at those scales. he survey was conducted on more than 600 institutions which included meteorological services working at national level, regional authorities, and local agencies operating in the environmental ield (Fig. 1). 14 % 6 % Local institutions 2 80 % m National services m Regional networks m Local institutions Regional networks 125 National services Number of stations per network Figure 1: Provisional (percent) number of gauging stations actually at work by type of meteorological network (left), and average number of station per network by network type (right). 91

92 Luca Salvati et al. he respondent s list was compiled by dedicated searches on the web, by collecting additional information through the main national meteorological services, and by interviews with experts working at regional and local level. Data were collected through a statistical survey in 2008 by using software tools and data capturing. Metadata from each considered station were collected through Computer Assisted Technology Interviews CATI with holders of each network. he number of collected stations was rapidly increasing and it is expected to reach a size of about 6,000 gauging stations in a few months. A geo-database was developed in ORA- CLE/ARCGIS platforms in order to properly store collected time series data of all the climatic variables. A dedicated module calculates climatic indicators for environmental surveillance in agriculture, public health, tourism and water use on daily, weekly, monthly and yearly basis. At the moment, we are developing a geo-statistical module aimed to produce reliable climatic igures over the whole Italian territory at a afordable spatial scale. Calculating an agricultural drought index for the Italian territory Among the several methods proposed to describe drought incidence, the selected method appears as suitable to provide an objective characterisation of drought events. A simple drought index, obtained from only two input variables (rainfall and reference evapotranspiration), could be able to describe the diferent aspects of drought severity and to recognise normal conditions, both in statistical and in ecological terms. Our goal is therefore to develop a drought index able to produce information on detailed spatial and temporal scales. In this module a drought severity index (DSI) was calculated following the methodology illustrated in Salvati et al. (2008). DSI allows to monitor agricultural drought especially when data availability is poor and it concerns temperature and precipitation data only. he module chose meteorological stations with valid daily precipitation data > 97 % and daily temperature (max and min) data > 95 % across the considered period (1/1/ /12/2007). ET 0, daily estimated evapotranspiration (mm day 1 ) was computed using the Hargreaves Samani approach (Hargreaves & Samani, 1985), by computation on minimum and maximum daily temperature. Water deicit was obtained as the diference between precipitation and ET 0 along a ixed time period. he procedure used to obtain the DSI consists of ive steps: (i) deinition of dry day and identiication of dry periods; (ii) computation of 92

93 A preliminary analysis of GIS-based Decision Support System dry period climatology; (iii) assessment of dry period anomaly by using climatic percentiles, (iv) description of drought conditions by the way of partial indicators of drought duration and intensity, and (v) estimation of agricultural drought severity by the DSI index (Salvati et al., 2008). he DSI could be used to assess general climatic conditions occurring in a certain location. It allows a synthetic description of drought episodes in terms of both length of dry spells and water balance. Such features make this index suitable for studying the relationships between several environmental topics and climate changes. Evaluating land vulnerability to drought he third module, named evaluating land vulnerability to drought produces cartographic layers needed to quantify the exposure of each territory to drought risk according to agriculture, population density, and other important human activities. his module develops the Land Vulnerability Index (LVI) illustrated in Salvati et al. (2009) (Tab. I). his easily updatable index, composed by 15 thematic indicators, was computed at a spatial resolution of 1 km 2. he LVI was built up through a multivariate approach aimed at assessing the importance of the various environmental indicators included in the synthetic index. Table I: LVI dimensions, variables used (and their abbreviation), units of measurement, and data sources (S.C.: sensitivity classes). Theme Variable Sign Unit of measure Source Soil quality Soil depth (DEP) Mm Ministry of Agriculture Organic carbon content (CAR) % Ministry of Agriculture Available water capacity (AWC) Mm Ministry of Agriculture Soil texture (TEX) + S.C. Ministry of Agriculture Estimated erosion risk (ERO) + t ha -1 a -1 EU Joint Research Centre Climate Aridity index (ARI) + mm mm -1 Meteorological statistics Land use Average annual rainfall (RAI) Mn Meteorological statistics Rainfall variability (RVA) + SD/mean( %) Meteorological statistics Rainfall concentration (RCO) + mm mm -1 Meteorological statistics Number of rainy days (NRD) d a -1 Meteorological statistics Vegetation quality (VEG) S.C. CORINE Land Cover Population density (POP) + Km -1 Household Census Demographic variation (DEM) per ten years + % Household Census Agricultural intensification (INT) + S.C. CORINE Land Cover 93

94 Luca Salvati et al. Figure 2 illustrates the distribution of the index over Italy in 2000 (arrows indicate increasing land vulnerability). Increasing land vulnerability was observed during the last years, especially in dry areas of the southern regions. his is interpreted as a consequence of land management practices, agricultural intensiication, population pressure, and bio-physical degradation. Figure 2: Distribution of the LVI in 2000 over Italy: darker colours indicate higher land vulnerability. 94

95 A preliminary analysis of GIS-based Decision Support System Conclusion his study proposes a synthetic index (the DSI) to estimate agricultural drought by way of a simpliied model of water balance which identiies the severity of dryness conditions during low-rainfall periods. Such an index uses as input variables only daily measures of rainfall and temperature, thus resulting suitable when few agro-meteorological data are available (Motha & Sivakumar, 2001). Overall, DSI provides a drought estimation which is quite comparable to that obtained from more complex, integrated indices, like SPI and DRI (Salvati et al., 2009). he proposed methodology may thus summarise in one value the diferent climatic relationships involved in the occurrence of drought events for any considered period (Incerti et al., 2007). It follows that the DSI time proile is informative not only about drought risk at a single time step, but also about its persistence with time. According to recent tendencies to evaluate drought episodes through simultaneous use of several indices or variables (Wu & Wilhite, 2004), the procedure has been implemented by a Land Vulnerability Index (LVI). As a matter of fact, the complex evaluation methods of drought conditions need a comprehensive framework in which several aspects should be combined (Svoboda et al., 2002), including (i) climatic (hydrometeorological) data and indices, (ii) soil quality and topography, (iii) crop cover (vegetation) conditions, and (iv) other human factors, like land use, population growth and density, urban sprawl and tourism pressure, as the LVI does. he next step will be the full integration of the three modules into a GIS environment. In such an integrated approach the proposed indexes will contribute to a better and more accurate evaluation of drought processes. 95

96 Luca Salvati et al. References Hargreaves, G. H. & Samani, Z. A. (1985) Reference crop evapotraspiration from ambient air temperature. ASAE Paper, 85, Incerti, G., Feoli, E., Giovacchini, A., Salvati, L. & Brunetti, A. (2007) Analysis of bioclimatic time series and their neural network-based classiication to characterize drought risk patterns in south Italy. International Journal of Biometeorology, 51, Ligetvari, F. & Szalai, S. (2004) Monitoring of drought development case study for the year Proceedings of ICID Interregional Conference on Food Production and Water, Moscow, Russia. Motha, R. P. & Sivakumar, M. V. K. (2001) Software for agroclimatic data management. Proceedings of an Expert Group Meeting, Washington, DC, USA, October Staf Report WAOB Salvati, L., Venezian Scarascia, M. E. & Zitti, M. (2008) Monitoring drought severity in agriculture through a synthetic index based on dry periods: a case study in the Mediterranean basin. Irrigation and Drainage, 57, Salvati, L., Zitti, M., Ceccarelli, T. & Perini, L. (2009) Developing a synthetic index of land vulnerability to drought and desertiication. Geographical Research, 47(3), Svoboda, M., LeComte, D., Hayes, M., Heim, R., Gleason, K., Angel, J., Rippry, B., Tinker, R., Palecki, M., Stooksbury, D., Miskus, D. & Stephens, S. (2002) he drought monitor. Bulletin of the American Meteorological Society, 83, Venezian Scarascia, M. E., Di Battista, F. & Salvati, L. (2006) Water resources in Italy: availability and agricultural uses. Irrigation and Drainage, 55, Wu, H. & Wilhite, D. A. (2004) An operational agricultural drought risk assessment model for Nebraska, USA. Natural Hazards, 33,

97 Cartografia ad alta risoluzione della connettività e stima dell effetto barriera: una metodologia basata su parere esperto e immagini LiDAR High resolution map of connectivity and barrier effect estimation: an expert-based approach using LiDAR data Rocco Scolozzi 1 * & Daniele Vettorato 2 1 Area Ambiente e Risorse Naturali, Fondazione Edmund Mach, IASMA Centro Ricerca e Innovazione, Via Edmund Mach 1, S. Michele all Adige (TN) 2 Dip. Ingegneria Civile ed Ambientale, Università degli Studi di Trento, Via Mesiano 77, Trento *rocco.scolozzi@iasma.it Abstract L efetto barriera causato da elementi del paesaggio antropizzato è uno dei fattori che limitano maggiormente la mobilità di specie faunistiche e che possono aumentare le probabilità di estinzione di popolazioni già frammentate. Sebbene esistano numerosi studi sulla frammentazione degli habitat rimangono due fattori limitanti nell applicazione delle metodologie disponibili nelle procedure di Valutazione ambientale e Valutazione Ambientale Strategica. Il primo è la mancanza di un univoca attribuzione scientiica all efetto barriera di elementi isici e quindi la mancanza della deinizione di soglie altimetriche e tipologiche collegate alla capacità di mobilità delle diverse specie faunistiche. Il secondo è la complessità nel reperimento dei dati dettagliati riguardanti le caratteristiche isiche delle barriere, acquisibili solamente attraverso costosi rilievi sul campo e per piccole aree. Si presenta una metodologia speditiva basata sul parere esperto e sull analisi di dati LiDAR (Light Detection and Ranging; o Laser Imaging Detection and Ranging) per fornire una valutazione dell efetto barriera di elementi isici di paesaggio. Il LiDAR è una tecnica di telerilevamento che permette di determinare la distanza di un oggetto o l altezza di una supericie utilizzando un impulso laser. Il parere esperto, raccolto attraverso un indagine Delphi ha permesso di stimare l efetto barriera di elementi del paesaggio (elementi lineari o areali) al movimento di un set di specie (target) (rana, moscardino, riccio, tasso, capriolo). Queste specie sono rappresentative della vagilità delle comunità animali presenti nell area di studio, un area del fondovalle della Valsugana (Trentino). I dati LIDAR hanno permesso un analisi del Modello Digitale della Supericie (DSM) ad alta risoluzione (0,3 m). Da questo modello e la carta di uso 97

98 Rocco Scolozzi & Daniele Vettorato del suolo, sono state identiicate e caratterizzate le potenziali barriere isiche al movimento di specie faunistiche target. Tale approccio speditivo e semiautomatico può essere integrato eicacemente in analisi di paesaggio o procedure come la VIA e la VAS al ine di deinire gli efetti sulla connettività causati dai potenziali cambiamenti di uso del suolo. La metodologia fornisce una valutazione degli impatti potenziali e supporta anche l identiicazione di aree importanti per una successiva progettazione e monitoraggio di misure mitigative e/o compensative. Introduzione La connettività ecosistemica è un fattore cruciale per il mantenimento della biodiversità in territori antropizzati (Opdam et al., 2003). La connettività degli habitat supporta veri e propri processi ecologici che svolgono un importante ruolo nella resilienza degli ecosistemi (Lundberg & Moberg, 2003). D altra parte, nei fondovalle alpini le aree naturali-formi sono generalmente disperse e sempre più isolate da infrastrutture e usi antropici del territorio. In questi ambienti la frammentazione antropogenica si aggrava a causa degli elementi geomorfologici quali pareti rocciose, ripidi versanti vallivi, reticoli idrograici che sinergicamente limitano la connettività degli habitat. Le popolazioni di specie di fauna terrestre legate a tali habitat o alle piccole aree protette di fondo valle (es. SIC, biotopi protetti), rischiano estinzioni locali se la gestione del territorio e la pianiicazione, pur conservando integre le aree, non prevedono una minima bio-permeabilità tra loro (La Rovere et al., 2006). Gli strumenti disponibili per un analisi della permanenza delle popolazioni (quindi delle specie) in un territorio, come la population viability analysis (Akçakaya & Sjögren-Gulve, 2000; Vos et al., 2001), sono spesso basati sulla teoria della metapopolazione (Hanski, 1994) e richiedono risorse per campionamenti e tempi di monitoraggio e raccolta dati (Coulson et al., 2001) diicilmente disponibili in ambito di pianiicazione territoriale e di valutazione ambientale (VIA, VAS). Recenti applicazioni della teoria dei grai alla connettività degli habitat (es. O Brien et al., 2006; Pascual-Hortal & Saura, 2007; Minor & Urban, 2008) si sono mostrate eicaci nell analisi della connettività intesa come conigurazione spaziale degli habitat. In questi sviluppi, tuttavia, sembra mancare un supporto operativo alla pianiicazione a scala locale (es. comunale). A questa scala, specialmente nelle regioni alpine, variazioni di uso del suolo anche molto localizzate possono modiicare irreversibilmente la possibilità di dispersione della fauna terrestre. L intento dello studio, di cui in questo testo presenta una parte, è quello di supportare decisioni e valutazioni nell ambito della pianiicazione territoriale e della 98

99 Cartografia ad alta risoluzione della connettività e stima dell effetto barriera valutazione degli impatti ecologici correlati al cambiamento di uso del suolo. Nello sviluppo, un attenzione particolare è stata dedicata all applicabilità del metodo in contesti di risorse limitate e alla comprensibilità dei risultati anche da parte di nonecologi. Il contributo innovativo dell approccio proposto si basa sull utilizzo di dati altimetrici ad altissima risoluzione (0,3 m) prodotti tramite rilievo LiDAR e dei grai spaziali nella rappresentazione della connettività funzionale (specie-speciica) a scala ecosistemica locale. Il metodo è stato applicato ad un contesto di fondovalle alpino, la Valsugana, nella parte alta del bacino del iume Brenta (in provincia di Trento), tra i comuni di Pergine e di Roncegno. In particolare l area di studio è situata sotto i 700 m di quota, per una supericie totale di circa 100 km 2. I conini dell area di studio sono stati deiniti sulla base della geomorfologia e della presenza di aree urbane, fattori che costituiscono presumibili discontinuità ecologiche del territorio. Metodologia e procedura La metodologia è composta dai seguenti passi: 1. Selezione delle specie target e raccolta d informazioni sulla capacità di movimento, di dispersione, deinizione delle esigenze di habitat (proili ecologici); 2. foto-interpretazione e riclassiicazione delle classi di copertura secondo EUNIS (Davies et al., 2004) (3 livello) in termini di idoneità di habitat sulla base dei proili ecologici 3. deinizione delle categorie di elementi barriera e stima dell efetto barriera da parte di esperti a livello nazionale, coinvolti in un indagine Delphi (Scolozzi, 2008); 4. Localizzazione delle barriere e loro caratterizzazione per l area di studio, tramite analisi dei dati altimetrici LiDAR e rilievi di campo; 5. disegno del grafo spaziale delle connettività, caratterizzazione delle connessioni (archi del grafo) ovvero deinizione della probabilità di connessione tra patch (Scolozzi & Geneletti, 2009). Di seguito si presenta nello speciico solo il passo 4, relativo alla localizzazione e classiicazione delle barriere isiche lineari tramite dati LiDAR, per gli altri passi si rimanda ai lavori citati. Brevemente, gli elementi del paesaggio rurale e urbano che possono costituire barriere per la fauna sono stati identiicati sulla base della letteratura e assunzioni, poi localizzate in base all uso del suolo e del rilievo in campo. Le dimensioni sono state individuate cercando un compromesso con l esigenza di di- 99

100 Rocco Scolozzi & Daniele Vettorato stinguere soglie signiicative per le diverse specie, la risoluzione del dato LiDAR e la facilità di rilevazione in campo. Il dato LiDAR si presenta come una nuvola di punti vettoriali quotati ad altissima risoluzione (0,3 m) che descrive la supericie terrestre. In questo studio i dati LiDAR sono stati resi disponibili dalla Provincia Autonoma di Trento. Gli attuali strumenti di analisi dei dati LiDAR permettono due operazioni di base utilizzate in questo studio: la separazione e l eliminazione degli oggetti che insistono sulla supericie terrestre e quindi la creazione di un DTM che rappresenta la cosiddetta nuda terra e l analisi delle discontinuità altimetriche e morfologiche al ine di identiicare spazialmente elementi con caratteristiche geometriche predeinite (Priestnall et al., 2000). In questo studio sono stati identiicati spazialmente gli elementi isici lineari del paesaggio caratterizzati da una signiicativa discontinuità altimetrica e morfologica, per esempio muretti a secco, arginature di corsi d acqua, strade e altre strutture in rilievo. Nello speciico la procedura di estrazione delle discontinuità è presentata nella igura 1, nelle successive si presentano i risultati intermedi, quali la mappa delle pendenze (Slope) (Fig. 2a), la mappa dei proili di convessità (Proile Convexity) (Fig. 2b), che sono stati integrati per ottenere la mappa delle barriere isiche classiicate in quattro intervalli di altezza. Figura 1: Diagramma della procedura di estrazione delle barriere fisiche dal dataset LiDAR. 100

101 Cartografia ad alta risoluzione della connettività e stima dell effetto barriera a) b) Figura 2: Mappe di Slope (a) e Profile Convexity (b). Figura 3: Mappa delle barriere e definizione del grafo spaziale della connettività funzionale. 101

102 Rocco Scolozzi & Daniele Vettorato Partendo dalla mappa delle barriere e da rilievi di campi sono state deinite unità di paesaggio: aree con copertura naturale o semi-naturale continue, delimitate da barriere naturali o artiiciali (Fig. 3). Queste unità sono state messe in relazione tramite un grafo spaziale, i cui legami sono stati caratterizzati da una probabilità di passaggio (complementare all efetto barriera) specie-speciico. In igura 3 si presenta il risultato dello studio applicato a supporto della pianiicazione locale (studio per il PRG del Comune di Roncegno). Risultati e discussione La metodologia presentata, seppur ancora in via di sviluppo, contribuisce allo sviluppo di strumenti di analisi della connettività ecologica integrabili nelle procedure di VIA e VAS. È stato dimostrato come con gli strumenti di rilievo territoriale attualmente disponibili sia possibile minimizzare il tempo necessario per identiicare gli elementi del paesaggio che costituiscono barriere isiche al movimento di specie faunistiche target. In particolare, dal punto di vista operativo è stata testata: L utilità dei dati LiDAR e di alcuni algoritmi di analisi geomorfologica nell estrazione di elementi isici, in questo caso: elementi lineari con discontinuità altimetrica rispetto al piano campagna; La possibilità di integrare un analisi geomorfologica semiautomatica con il parere esperto; La possibilità di derivare, dalle analisi precedenti, dei grai spaziali che descrivono la connettività e le conigurazioni spaziali degli habitat e che siano utilizzabili nelle procedure di VIA e di VAS. Ovviamente la metodologia ha dei limiti di diverso tipo (teorici e operativi) e diversamente superabili. L applicazione della metodologia presentata è vincolata alla disponibilità del dato LiDAR per l area di studio. Dal punto di vista dei software utilizzati è stato riscontrato come non esista un unico programma (commerciale o opensource) che contenga tutti gli strumenti necessari all applicazione della procedura. D altra parte, i processi modellati sono diicilmente misurabili e veriicabili, e caratterizzati da una signiicativa aleatorietà. L efetto barriera è il risultato dell interazione tra un manufatto umano (es. strada) e l animale, che dipende dal contesto (es. stagione, condizioni atmosferiche, presenza e frequentazione dell uomo), dalle condizioni dell animale (es. fase migratoria o fase riproduttiva, età, equilibrio tra popola- 102

103 Cartografia ad alta risoluzione della connettività e stima dell effetto barriera zione locale e risorse alimentari locali), da altri fattori sinergici (es. fonti di rumore, una strada rumorosa può costituire una barriera invalicabile anche a distanza). Un ulteriore fattore d incertezza riguarda l uso di una o più specie target a rappresentanza della comunità faunistica locale. Le specie target deinite per l area di studio sono eterogenee per gruppo (anibi, mammiferi), per dimensione e per capacità di spostamento, quindi rappresentano una ampio range di sensibilità alla frammentazione, ma non necessariamente sono specie focali (Lambeck, 1997). La selezione delle specie signiicative può essere inluenzata dalla disponibilità di dati o di conoscenze, più che dal reale ruolo di specie indicatrici e rappresentative. Potenziali sviluppi potrebbero riguardare sia la parte di analisi dati LiDAR e processamento in ambiente GIS sia la parte di modellazione. Nello speciico dell analisi si pensa al miglioramento della procedura di estrazione delle barriere isiche da dati LiDAR testando altri iltri morfologici e diversi algoritmi di estrazione di oggetti tridimensionali. Riguardo alla modellazione della connettività tramite grai spaziali, un prossimo passo potrebbe essere volto verso lo studio e modellazione dei lussi potenziali d individui. Da questi modelli si potrebbero trarre indicazioni sulla funzionalità o meno di scenari di pianiicazione a sostenere meta-popolazioni (popolazioni frammentate), quindi valutare l impatto ambientale d ipotesi progettuali (es. infrastrutture stradali). 103

104 Rocco Scolozzi & Daniele Vettorato Bibliografia Akçakaya, H. R. & Sjögren-Gulve, P. (2000) Population viability analyses in conservation planning: an overview. Ecological Bulletins, 48, Coulson, T., Mace, G. M., Hudson, E. & Possingham, H. (2001) he use and abuse of population viability analysis. Trends in Ecology & Evolution, 16, Davies, C. E., Moss, D. & Hill, M. O. (2004) EUNIS Habitat Classiication Revised European Environment Agency, European Topic Centre on Nature Protection and Biodiversity, Dorchester, UK. Hanski, I. (1994) Patch-occupancy dynamics in fragmented landscapes. Trends in Ecology & Evolution, 9, La Rovere, M., Battisti, C. & Romano, B. (2006) Integrazione dei parametri eco-biogeograici negli strumenti di pianiicazione territoriale. XXVII Conferenza Italiana di Scienze Regionali. Associazione Italiana di Scienze Regionali, Pisa, Italy. Lambeck, R. J. (1997) Focal Species: A Multi-Species Umbrella for Nature Conservation. Conservation Biology, 11, Lundberg, J. & Moberg, F. (2003) Mobile Link Organisms and Ecosystem Functioning: Implications for Ecosystem Resilience and Management. Ecosystems, 6, Minor, E. S. & Urban, D. L. (2008) A Graph-heory Framework for Evaluating Landscape Connectivity and Conservation Planning. Conservation Biology, 22, O Brien, D., Manseau, M., Fall, A. & Fortin, M.-J. (2006) Testing the importance of spatial coniguration of winter habitat for woodland caribou: An application of graph theory. Biological Conservation, 130, Opdam, P., Verboom, J. & Pouwels, R. (2003) Landscape cohesion: an index for the conservation potential of landscapes for biodiversity. Landscape Ecology, 18, Pascual-Hortal, L. & Saura, S. (2007) Impact of spatial scale on the identiication of critical habitat patches for the maintenance of landscape connectivity. Landscape and Urban Planning, 83, Priestnall, G., Jaafar, J. & Duncan, A. (2000) Extracting urban features from LiDAR digital surface models. Computers, Environment and Urban Systems, 24, Scolozzi, R. (2008) Analisi della frammentazione a scala locale: stima dell efetto barriera basata su pareri esperti. In: Atti del X Congresso Nazionale SIEP-IALE (eds. P. Mairota, M. Minimi, R. Lafortezza & E. Padoa-Schioppa), , Università di Bari, Bari. Scolozzi, R. & Geneletti, D. (2009) An approach to present and to assess landscape functional connectivity at local scale. European Landscapes in Transformation: Challenges for Landscape Ecology and Management. European IALE Conference (eds. J. Breuste, M. Kozovà & M. Finka), University of Salzburg, Slovak University of Technology in Bratislava and Comenius University in Bratislava, Salzburg (Austria), Bratislava (Slovakia). Vos, C. C., Verboom, J., Opdam, P. F. M. & Ter Braak, C. J. F. (2001) Toward Ecologically Scaled Landscape Indices. he American Naturalist, 183,

105 Premio Marchetti Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park, Abruzzo Il lupo e la selezione della preda nell ecosistema del Parco Nazionale della Majella, Abruzzo Azzurra Valerio 1,2 *, Antonio Antonucci 2, Alessandro Giuliani 3, Marina Cobolli 1 & Teodoro Andrisano 2 1 Dipartimento di Biologia Animale e dell Uomo, Università di Roma La Sapienza, Piazzale Aldo Moro 5, Roma 2 Ente Parco Nazionale della Majella, Via Badia 28, Sulmona (AQ) 3 Dipartimento Ambiente, Istituto Superiore di Sanità, Viale Regina Elena 121, Roma *azsura@libero.it Abstract Prey selection is a critical component of foraging ecology of wolves (Canis lupus) that could aid in predicting the efects of these predators on preys populations. Our objective was to examine how habitat features and spatial relationships between wolves and ungulates may inluence selection and vulnerability of prey for providing a better prediction of the environmental impact of wolves in Majella National Park (MNP). Wolf food habits relative to nine diferent pack territories were assessed by scat analysis from November 2007 through November Wild ungulates resulted the main source of food and accounted in total for 91 % of occurrence frequencies, whereas livestock reached just 5.87 %. Percentage of occurrences of diferent prey types in scat samples of every wolf packs, were compared each other through Principal Component Analysis (PCA). Prey selection was investigated by correlating the Principal Components with seasonal patterns distribution and relative abundance of the most common wild ungulates of each wolf pack territory. Since selection for wild ungulate species (adults and juveniles comprised) resulted partially afected by their abundance, other factors that could inluence their vulnerability were investigated. hus, the physical features of the packs territories were analyzed by multidimensional statistics (PCA and Cluster Analysis) giving rise to few explanatory components that in turn were 105

106 Azzurra Valerio et al. correlated with the principal components arising from the scat composition analysis. he two physical and food habits spaces were demonstrated to be correlated with each other and gave a consistent depiction of the wolves ecology in Majella National Park. Introduction Prey selection is a critical component of foraging ecology of wolves (Canis lupus) that could aid in predicting the efects of these predators on preys populations. Wolves in MNP cohabit with a multi-speciic community of wild ungulates with whom they share, in large sectors of the Park, natural integral conditions and a low level of human settlements. hese unique conditions ofer the rare opportunity of studying wolf diet and possible selective processes for both given wild ungulate prey species as well as demographic categories related to their abundance and distribution. Understanding of wolf-prey relationship has been intensively debated in the last twenty years and the efects of wolf predation resulted varied by area, weather conditions, prey species and human harvest. hus, our objective was to examine how habitat features and spatial relationships between wolves and ungulates may inluence selection and vulnerability of prey, in order to provide a better prediction of the environmental impact of wolves in MNP. Methods Population structure and patterns distribution of wolves and ungulate communities Presence, number of wolves and potential range were constantly monitored since 2004 by wolf howling and snow tracking activity. Wolf howling census was made using the approach described as saturation census by Harrington and Mech (1982). Surveys were carried out between late July and early September. To verify and complete the information obtained by wolf howling, snow tracking census sessions were mainly concentrated in the areas around summer pack localizations, and were conducted by diferent teams operating at the same time in adjacent areas, usually 24 to 36 h after a snowfall. A total of 60 transects (560 km) were used. Density of wild ungulates was estimated by diferent census methods. Red deer were surveyed by counting roaring males, during the rut, in all the study areas. Counts were replayed twice in the middle of September. he total number of red 106

107 Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park deer was extrapolated considering the number of roaring stags and the percentage of stags in the population, calculated by data on population age structure collected on established transects and by observations from vantage points. Data on roe deer and wild boar were collected on established transects and by observations from vantage points to estimate numbers of individuals, sex and age structure. For roe deer, density after parturition was calculated on the basis of the relative frequencies of females in the population, and their fertility was obtained from females shot in areas close to Park boundaries (Antonucci & Valerio personal observations). For wild boar, density after birth was calculated by adding percentage of piglets, determined from data collected on ungulate community structure, to individuals >1 year of age. Chamois were surveyed by means block census method and their range was established by using telemetry data. Wolf food habits Field collection. Wolf food habits were assessed by fecal analysis from November 2007 to November In nine diferent pack territories of MNP, scat sample (N=530) were collected opportunistically by following wolf tracks in the snow and along a network of trails, paths, forest road regularly used and marked by wolves. Twenty six standardized transects for a total of 287 km were traced and covered on foot every two weeks. During the year of the study, seasonal shift of packs range was continuously monitored by snow tracking activity, wolf howling and by revisiting recurrent deposition sites during summer season. Anyway, because topographic features (i.e. mountain peaks, deep valleys, etc.) seem to be used as boundaries in the most MNP pack territories, wolf scats could be assigned to individual packs with conidence. Only scats (N=10) collected in the few bufer zones between neighboring packs were excluded from analysis unless they were associated with tracks of the packs in the snow. he presence of presumable transient lone wolves scats, in the sample of each pack territory, was not accounted in consideration of pre-dispersal forays and single movements of pack members. Indeed, it would have been considered negligible because lone wolves traversing wolf-inhabited ranges tend not to scent-mark for concealing their presence (Rothman & Mech, 1979). To avoid the possibility to mix up wolf scats with those of other Canids, dogs Canis familiaris and foxes Vulpes vulpes, additional criteria were used: scat dimension and composition, deposition site, tracks or sign of wolf activity. Mistake with dogs is more likely during summer period when livestock could graze in pastures, therefore some of these 107

108 Azzurra Valerio et al. areas were excluded from sampling design according to a conservative approach. Two seasons, winter (November-April) and summer (May-October) were compared, considering diferent environmental (presence/absence of snow) and ecological conditions of both wolf and ungulate populations (breeding season, distribution patterns, habitat use and presence of livestock). Estimate age of scat deposition was assured by rotational sampling efort occurred at intervals of 2 weeks. Scats weathered and noncollectible were discarded as well because they do not fulill scat-analysis criteria. For three packs (Porrara, Colle Papaccio, Gamberale) summer sample size was too limited for a reliable diet assessment and consequently the collected scats were not included in the analysis. Laboratory procedures and Scat-analysis methods. he analysis of scats followed standard procedure as reported by Reynolds and Aebischer (1991). Prior to scatanalysis, trained observer s (AV) bias in identifying mammal hairs was assessed by means of a blind test on a sample of 120 hairs from local mammals. Scats preserved in labeled plastic bags at 23 C were autoclaved prior to analysis. After washing through a sieve (5 mm meshes), macro-components were not hand separated before air-drying, in according to point-frame technique used in this study for quantifying diet composition; for details see Ciucci et al. (2004). his procedure allows systematic sampling of the undigested remains of each fecal sample. Guard hairs were recognized at a speciic level using reference key (Teerink, 1991) and reference collection of local mammals hairs gathered from live specimens during this study. Among ungulates, the distinction into juvenile and adult was carried out due to the characteristic hair patterns of young animals from birth till the irst molt ( 5 months) and recognizable solid fragments (e.g. bones, teeth, nails) were identiied by referencing to museum specimens. For assessing the relative importance of particular food prey items in the diet, diferent scat-analysis methods commonly used for wolf were employed: relative frequency of occurrence (FO), relative volume (RV) and ingested biomass (B) values, using Weaver s (1993) linear regression model (y = x) for mammalian prey. Statistical comparison between these methods was made in order to evaluate bias and discrepancies in their quantitative assessment of the diet and to give an overall accurate depiction of wolf food habits. High positive correlation (0.95 rs 1; 5 < n < 9; p < 0.001) between all methods was reported. hen, for comparison with other studies, relative frequency of occurrence was chosen for the quantitative description of the diet and for the statistical analysis. Bias associated with frequency were not accounted in this study for absence in the wolf 108

109 Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park diet of small and medium size mammals (rodents, hares, insectivores) together with the prevalence of prey items of similar size (87.19 % FO) (Weaver, 1993). Spatial analysis Habitat variables relative to nine wolf packs territories were measured by means of digitalized 1:25,000-scale land-use map of the study area. Vegetation types and land-use variables were reclassiied into six groups from a set of initial categories obtained directly by the Corine Land Cover classiication system (2000) and stored in ArcView3.2 (Environmental Systems Research Institute, Inc., Redlands, California, U.S.A.). hese new categories consist of woods, scrublands, agricultural lands, open areas, urban settlements and pasturelands. Using digital terrain model (square cell size of 1600 m 2 ) physical variables of each wolf pack territory were measured as well. Aspect consist of 8 categories: (1) 0-45, (2) 46-90, (3) , (4) , (5) , (6) , (7) and (8) Altitude consists of 6 categories: (1) m, (2) m, (3) m, (4) m, (5) m and (6) > 2501 m. Slope consists of 4 categories: plain, low slope, medium slope, high slope. Basic statistics for the nine wolf packs territories were calculated for all the variables (mean values and standard deviation or percentage of coverage). he areas considered in the analysis give rise to a speciic pattern of relation between the 24 variables that in turn generate spatial principal component scores: these allow to project the wolf packages into low dimensional space summarizing the physical features of their habitats. he correlation between spatial and diet components allows to sketch some explicative hypotheses about food habits. Statistical analysis Analysis of Variance (ANOVA) was used to check the statistical signiicance of diferences in the seasonal distribution of the most important food species. Multidimensional analysis was applied to estimate diferences in the distribution of FO ( %) values among wolf packs. Percentage of occurrences of diferent prey types in scat samples of every wolf pack were compared each other through Principal Component Analysis (PCA). PCA is a projection method used for exploiting the information embedded in multidimensional data sets. A raw data set constituted by a matrix having as rows (statistical units) wolf packs and as columns (variables) fre- 109

110 Azzurra Valerio et al. quency of occurrence of the diferent preys was generated. Two separate analyses were performed for winter and summer periods. Degree of wolf packs selection of diferent prey category within each species was evaluated for wild ungulates (wild boar, roe deer, red deer and chamois). he component scores obtained from PCA applied to the above deined matrix were correlated with the number of diferent wild ungulates prey species, counted in each pack territory for both periods, so as to check the consistency of the prey selection hypothesis. PCA was also used to analyze the same wolf packs in terms of twenty-four habitat variables, in order to complement the diet proile with an ecological signature of the same packs. his second analysis gave rise to few explanatory environmental components that in turn were correlated with the principal components arising from the scat composition analysis, suggesting some possible hypotheses about factors that could inluence wolf prey selection. K-means non-hierarchical cluster analysis was applied to the component scores of the wolf packs so as to identify relevant classes of packs as for food habits. Linear discriminant analysis was applied to the characterization of the diferent packs groups. Results Population structure and patterns distribution of wolves and ungulate communities During wolf howling session relative to summer 2007 the presence of the 8 packs recorded in summer 2006 was conirmed and three new packs were detected. Density of reproductive units is 1.3 pack/100 km 2. Pack size averaged 7.2 ± 1.3 during summer and 6.1 ± 1.1 during winter period, with packs constituted by 7-8 individuals. Wild boar was the most abundant species in all MNP territory and in all wolf packs range with the exception of Fara pack, where density of chamois was wide abundant. Availability of roe deer and red deer was quite similar and chamois, reintroduced later than the others ungulates, was present with lower density. Tables with community structure of both wild ungulates and wolves as well as igures with their potential range overlapped are not shown in this paper. 110

111 Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park Wolf food habits From November 2007 to November 2008, a total of 530 scats was collected in nine diferent packs territories of MNP. With regard to the composition of diet, wild ungulates represented, during the whole year of the study, the main source of food for all wolf packs and accounted in total for 91 % of frequency of occurrence. On the other hand, livestock reached only just 5.87 % and fruits of Rosa canina (Rosa canina), that were common in scats only during the winter period, reached 3.13 %. Wild boar was the most abundant food item (67 %) of all prey items in the whole year and for all wolf packs. he others wild ungulates seemed to be less important in the wolf diet: roe deer and red deer made up in total 13.3 and 7.7 % respectively, whereas chamois accounted for 4 %. hese proportions undergo temporal and spatial changes according to a iner scale of analysis relative to diferent packs (Tab. I). here were signiicant seasonal variations of the most important food items in the wolf packs diet during the year of study (Tab. II). Table I: Winter (November-April) and Summer (May-November) percentage of frequency of occurrences (FO %) of different prey types relative to nine wolf packs in the Majella National Park. Italics corresponds to the absence of this prey types in the pack territory. Win = winter period; Sum = summer period; * horses; ** bovids; # goat; sheep; Ne = not evaluate. Wolf Packs Food item (FO %) Wild boar Roe deer Red deer Chamois Livestock Rosa canina Win Sum Win Sum Win Sum Win Sum Win Sum Win Orfento * 21.8*;** 0.0 Lama Bianca Pretoro Fara * 0.0 Salle * 7.4* ; # ; 1.4 Gobbe ** 10* 0.0 Porrara 80.6 Ne 12.0 Ne 4.7 Ne 2.5 Ne 0.0 Ne 0.0 C. Papaccio 55.4 Ne 17.2 Ne 5.4 Ne *;** Ne 0.0 Gamberale 52.0 Ne 16.3 Ne 9.1 Ne * Ne

112 Azzurra Valerio et al. Table II: Seasonal variation in the use of the most important food categories, tested by Anova test, among six wolf packs sampled in the winter and summer periods. Prey item Wolf Packs Wild boar Roe deer Red deer Chamois Orfento Lama Bianca Pretoro < Gobbe < Fara Salle corresponds to the absence of this prey types in the pack territory. Multidimensional analysis of winter and summer wolf food habits. Data analysis begun with the computation of PCA to identify any clustering of data related to the diferences in the use of food categories among wolf packs during winter season. PCA applied to the original 9 units / 4 variables data set (wolf packs/food category) gave rise to a two component solution explaining about 79 % of the total variability in the system (56 % and 23 % for PC1 and PC2 respectively). he component score parameters were used to build Hotelling ellipse (95 % conidence interval) with the aim to identify possible outliers. In our case just one pack (Fara) was at limit of the conidence interval. In fact this pack was the only one to be characterized by signiicant percentage of frequency of chamois occurrence in the diet. he application of cluster analysis to the component scores allowed us to highlight two groups of wolf packs. he irst group (A) was composed of Pretoro, Salle, Lama Bianca, Porrara, Gobbe, Orfento and Fara packs while the second one (B) of Gamberale and Colle Papaccio packs. To compare the two wolf packs groups, a t-test was applied to the component scores (PC1_A vs. PC1_B, etc.), highlighting signiicant diferences between the wolf packs on both PC1 and PC2 (p < ). his can be appreciated in fugure I,A, where the component score plot is shown. he loading plot relative to the discriminating variables is shown superimposed over a score plot (Fig. I, A). his representation allows to contemporarily appreciate the discrimination power (position of the wolf packs in the plane) and the functional meaning (the loadings correspond to the correlation coeicients of the original variables with the components) of the proposed solution. When a statistical unit (wolf pack) goes in the vicinity of a variable (diet element) in the plot this corresponds to saying that the variable has a signiicantly high value in the unit. his allows to immediately appreciate the relative importance of the contribution of the diferent wild ungulates food categories in the 112

113 Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park characterization of wolf packs groups. Subsequently, a linear discriminant analysis was applied and allowed for a clear separation of the two groups (Fisher s exact test, p< on the classiication matrix). he same procedure described above was applied to summer data. PCA applied to the original 6 units/4 variables data set (wolf packs/food category) gave rise to a two component solution explaining about 72 % of the total variability in the system (49 % and 23 % for PC1 and PC2 respectively). he application of cluster analysis to the component scores allows to highlight two groups of wolf packs: group (A) was composed of Pretoro, Lama Bianca, Orfento packs, while group (B) of Gobbe, Fara and Salle packs (Fig. I, B). A PC1 vs PC2 B PC1 vs PC2 Figure 1: A: Score Plot PC1/PC2 of the points representative of the food categories ( ) recovered in the scats sample of Pretoro, Salle, Porrara, Lama Bianca, Gobbe, Orfento, Fara, Colle Papaccio e Gamberale packs ( ), during the winter period. Confidence ellipse at 95 % relative to T 2 of Hotelling did not highlight outlier. The fact a given variable (prey type) is near in space to a given pack implies the use of that prey discriminates that pack from the others. Thus wild boar that is common to all the packs is distant from all the packs, chamois specifically identifies Fara pack and red deer, bovids and horses are peculiar of group B packs (Papaccio, Gamberale). B: Score Plot PC1/PC2 of the points representative of the food categories recovered in the scats sample of Pretoro, Salle, Porrara, Lama Bianca, Gobbe, Orfento and Fara packs, during the summer period. Confidence ellipse at 95 % relative to T 2 of Hotelling did not highlight outlier. Wolf prey selection. For investigating wolf prey selection, the irst two component scores, that describe the diferences in the diet, were correlated with the numbers of diferent wild ungulates prey species, counted in each pack territory. he correlation coeicients were reported in table III. his table shows the strong correlation 113

114 Azzurra Valerio et al. between both PC1 and PC2 and the relative abundance of diferent prey types. As evident by comparing table III and igure I, the correlation structure linking component scores and prey abundances is highly variable across seasons and, most important, has nothing to do with the correspondent loadings structure. his implies an active selection of the prey by the wolf that makes the observed situation departing from the purely random model linked to the linear correlation between prey and correspondent species abundance. In order to go more in depth into the prey selection problem, the physical features of each pack territory were correlated with the principal components arising from the scat composition analysis. Since physical variables were twenty-three, we analyzed them by PCA so to reduce the problem dimensionality. PCA applied to the original 9 units/24 variables data set (wolf packs/ physical features) gave rise to a ive component solution explaining about 88 % of the total variability. In table IV the variance explained by each component is reported. hen, the loading plot relative to the discriminating variables is shown superimposed over a score plot (Fig. II). he three physical components obtained were in turn correlated with the principal components arising from the scat composition analysis (Tab. V). his table shows how the physical features of each pack territory could inluence the choice of wild ungulates preys by wolves. Figure 2: Score Plot PC1-PC5 of the points representative of the habitat of nine different pack territories of the PNM, during the winter period. Confidence ellipse at 95 % relative to T 2 of Hotelling did not highlight outliers. m Wolf packs; Physical variables. 114

115 Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park Table III: Correlation coefficients between the components extract from winter and summer PCA diet model and the number of the different wild ungulates prey species at disposal of each wolf pack. Prey item PC1 PC2 PC1 PC2 Winter Summer Wild Boar Red deer Roe deer Chamois Table IV: Component scores extracted from PCA model obtained by 24 physical variables of each pack. Wolf Packs PC1 PC2 PC3 Orfento Lama B Pretoro Fara Salle Gobbe Porrara C. Papaccio Gamberale Table V: Correlation coefficients between the components extract from winter PCA diet model and the components extracted from habitat features of each pack territory. PC1 Diet PC2 Diet PC1hab PC2hab PC3hab

116 Azzurra Valerio et al. Discussion Wolves in MNP cohabit with a multi-ungulates community with whom they share, in large sectors of the Park, natural integral conditions and a low level of exploited areas. his rich and abundant community is of great importance for MNP wolf population maintenance, accordingly to many studies performed in Europe (Mattioli et al., 1995; Okarma, 1995; Ciucci et al., 1996; Jędrzejewski et al., 2002; Capitani et al., 2003; Mattioli et al., 2004; Gazzola et al., 2005) and in North America (review: Mech & Boitani 2003), pointing to wild ungulates as the main source of food of the wolf diet. Among wild ungulates, wild boar is by far the most exploited species as a food item throughout the annual survey in the whole territory of the Park and for all the considered packs. In terms of diferential prey spectrum, principal component analysis allowed us to highlight chamois as the most relevant discriminant species allowing us to get rid of the singularity of one of our packs (Fara), in terms of both animal populations and physical features of the territory. In general, the relative prey abundance was demonstrated to be independent from the use in the diet thus pointing to an active selection exerted by the wolf packs. he comparison between summer and winter diets allowed us to detect a marked seasonal distribution in the use of wild boar. In six out of nine studied wolf packs, for which both seasons were sampled, we detected an increase of wild boar ratio in the winter diet compared to the summer one, when intake of the other wild ungulates became higher. Actually, when snow falls occur, the severe climatic conditions and the resulting pulsed resources could enhance vulnerability of wild boar to hunting wolves. he deeper and denser snow makes its movements energetically expensive (i.e. escape from wolves and foraging) due to its shorter legs compared to other wild ungulates species. hus, the combination of impoverished nutrition and limited escape conditions could explain the major use of wild boar as a food category in MNP wolf packs diet during winter season. Cervids constituted a secondary fraction of MNP wolves diet, with percentages of occurrence much lower compared to the wild boar. his occurs also in diferent study areas in the northern Apennines (Mattioli et al., 1995; Capitani et al., 2003; Gazzola et al., 2005), in which anyway wild boar is not the bulk of the ungulate community as in MNP. he contribution of these secondary prey categories to the wolf diet was almost equivalent. Even so, a major use of roe deer than red deer was overall observed, although their availability is comparable in the whole territory of the Park. We suggest that some external factors, like particular habitat characteristics of wolf packs territories or winter severity or their combina- 116

117 Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park tion, may play a relevant role in shaping these diferences. he susceptibility of roe deer was linked throughout the year to particular ecological characteristics. Indeed, mosaic of mixed forest, agricultural and pasture lands, could increase roe deer density and group size because of its ability to exploit human dominated landscapes (Linnell & Andersen, 1995; Hewison et al., 1998). Actually, a major consumption of roe deer was reported in these particular environments (Jędrzrejewska et al., 1994; Glowacinski & Profus, 1997) and Mattioli et al. (2004) suggested that the grouping of roe deer especially at certain times of the day could increase wolf encounter rates enhancing the probability to be preyed by wolves (Huggard, 1993). his trend was also observed in our study area, as showed by the PCA-habitat model, wolf packs that inhabit areas characterized largely by these particular habitats correspond to a higher proportion of roe deer in the diet. A concordant result is the elevated grouping patterns of roe deer in open habitats in our study area. Moreover, roe deer is more restricted by severe winter conditions. Besides being disadvantaged owing to its small size, roe deer, conversely to red deer, does not afect signiicant seasonal altitudinal migration to escape deep snow, as was found in our study area. hus, in periods of strong and persistent deep snow, it could became a more vulnerable prey for wolves in two ways: 1) deeper snow can limit roe deer movements making foraging and escaping energetically expensive, as discussed above for wild boar; 2) the observed higher degree of territoriality of roe deer with respect to red deer makes roe deer highly sensitive to environmental accidents as the decrease of the trophic resources of its range, while at the same time it could increase encounter rates and probably attack success of wolves since predictably located (Huggard, 1993). Nevertheless, in two wolf packs territories located in a southern sector of the Park, Gamberale and Colle Papaccio, red deer resulted selected and used more than available by wolves during the winter period. he results of our analysis of physical features of wolf pack territories allowed us to suggest a possible solution for this apparent conundrum: the correlation we observed between diet and habitat PCs gave us a proofof-concept of the hypothesis that wolves take advantage of the great percentage of forested cover, and less slope of the Gamberale and Colle Papaccio areas. his interpretation is consistent with Kunkel and Pletshel (2001), that in a study on winter hunting patterns reported that wolves killed deer in areas with greater hiding-stalking cover and less slope. hey suggested that the element of surprise (i.e. stalking cover) was a very important factor afecting predation success of wolves. On the other hand, in deer, whose main defense is light, the vigilance is an important factor to survive wolf predation (Mech, 1984); especially in forested areas, where it becomes 117

118 Azzurra Valerio et al. more diicult to detect and avoid predators, an increment of alertness with respect to open areas was observed (LaGory, 1987). However, we suppose that the elevated percentage of less slope characterizing Gamberale and Colle Papaccio packs territories (see PCA-habitat model) could reduce the detectability of predators and at the same time the probability to evade them. Moreover, in our two wolf packs territories the elevated percentage of warmer west-facing slopes (sun rays are in the west at the hottest time of the day) and the consequent less rigid conditions of snow cover may not afect vulnerability of roe deer, as discussed above. hus, in such circumstances red deer, providing more biomass than roe deer, could become a more proitable prey explaining its selection by wolves. A divergent result occurred during the winter period in other two wolf packs territories (Orfento and Salle, located in the northern part of MNP), where red deer gave a smaller contribution to the wolf diet although it is the second species in order of availability, with density much more abundant than roe deer. In this case, we hypothesized that red deer may take advantage of the great percentage of high slopes typical of these territories (see PCA-habitat model), but not roe deer and wild boar. In fact, the elevated percentage of north-facing slopes of these territories could intensify duration and depth of snow cover too, making the escape mobility of both roe deer and wild boar more diicult, owing to their shorter legs. Being less restricted by these local hard snow conditions, red deer seems to be less susceptible to hunting wolves. he seasonal pattern in the use of cervids was fairly stable between all wolf packs, however a general summer increase in the use of these prey types was observed. his increment seems consistent with the biological cycle of each prey species. Indeed, concerning diferent age classes, the contribution to the wolf diet of young animals is higher than that of adults, in the summer period, as observed in diferent areas of northern Apennine (Mattioli et al., 1995; Capitani et al., 2003; Mattioli et al., 2004). In the western Alps (Gazzola et al., 2005) and in Europe (Salvador & Abad, 1987; Jędrzejewski et al., 2002) the same trend was observed. Fawns are more vulnerable preys in terms of energetic costs and their selection in summer may be linked to the wolves need of changing hunting habits, being pups present at the den (Harrington & Mech, 1982). Actually, the travels of wolves breeding pairs are reduced, thus selection of fawns could imply the increased likelihood of both chasing singly and shortening the hunting time. Diferently from roe deer and red deer, the contribution in the wolf diet of young animals of wild boar and chamois was lower than those of adults, in both seasons (for wild boar) and in all packs of MNP. his trend may be explained in terms of energy intake, but at the same time may also relect a common behavior related to the 118

119 Wolf prey selection and food availability in the multi-prey ecosystem of Majella National Park parental protection of newborns. Wild boar piglets in their irst months of live are watchfully taken care by females of their family groups, resulting less proitable to wolf predation than sub-adults (individuals between 5 and 12 months) and adults, as reported in other studies performed in the Italian Apennines (Mattioli et al., 1995; Capitani et al., 2003; Mattioli et al., 2004). Chamois births take place in the most impervious areas of the territory attended by diferent packs. Females remain in these lands till when the newborns are able to follow the family group during its travels. Only when the females and the newborns have joined the original group, they form the so-called nurseries that represent a strategic tool of the chamois defense against the wolves. Indeed, chamois gave an inconsistent contribution to MNP wolf diet, either for inhabiting areas attended by just few packs territories or for preferring wide-open meadows at high altitude. Actually, wolf packs that share part of their range with chamois population in MNP inhabit territories with a high percentage of steep slopes and clifs. he topographic features of this territory advantage the light strategy of chamois that can climb quickly on steep clifs, making it diicult for wolves to catch them and thus limiting capture eiciency by wolves (Poulle et al., 1997). his occurs also in the Fara wolf pack territory where chamois is by far the most abundant prey species and fully represents, together with wild boar, the local wild ungulates community. All in all we can surely state that the multidimensional data analysis strategy we adopted allowed us to get fairly relevant emergent features from scat analysis of wolf packs. hese features could be of use for both ecological knowledge and wolf conservation goals. References Capitani, C., Bertelli, I., Varuzza, P., Scandura, M. & Apollonio, M. (2003) A Comparative analysis of wolf (Canis lupus) diet in three diferent Italian ecosystems. Mammalian Biology, 69(1), Ciucci, P., Boitani, L., Pelliccioni, E. R., Rocco, M. & Guy, I. (1996) A comparison of scat-analysis methods to assess the diet of the wolf Canis lupus. Wildlife Biology, 2(1), Ciucci, P., Tosoni, E. & Boitani, L. (2004) Assessment of the point-frame method to quantify wolf Canis lupus diet by scat analysis. Wildlife Biology, 10, Gazzola, A., Bertelli, I., Avanzinelli, E., Tolosano, A., Bertotto, P. & Apollonio, M. (2005) Predation by wolves (Canis lupus) on wild and domestic ungulates of the western Alps, Italy. Journal of Zoology (London), 266, Glowacinski, Z. & Profus, P. (1997) Potential impact of wolves Canis lupus on prey population in eastern Poland. Biol. Conserv., 80, Harrington, F. H. & Mech, L. D. (1982) An analysis if howling response parameters useful for wolf pack censusig. Journal of Wildlife Management, 46,

120 Azzurra Valerio et al. Hewison, A. J. M., Vincent, J. P. & Reby, D. (1998) Social organization of European roe deer, In: (Andersen, R., Duncan, P. & Linnel, J. C. D., ed.): he European roe deer: the biology of success. Oslo, Scandinavian University Press. Huggard, D. J. (1993) Prey selectivity of wolves in Banf National Park. II. Age, Sex and Condition of Elk. Canadian Journal of Zoology, 71, Jędrzejewska, B., Okarma, H., Jędrzejewski, W. & Milkoski, L. (1994) Efect of exploitation and protection on forest structure, ungulate dendity and wolf predation in Bialoweza National Park, Poland. Journal of Applied Ecology, 31, Jędrzejewski, W., Schmidt, K., heuerkauf, J., Jędrzejewska, B., Selva, N., Zub, K. & Szymura, L. (2002) Kill rates and predation by wolves on ungulate population in Bialowieza Primeval Forest (Poland). Ecology, 83, Kunkel, K. & Pletsher, D. H. (2001) Winter hunting patterns of wolves near Glacier National Park, Montana. Journal of Wildlife Management, 65, LaGory, K. E. (1987). he inluence of habitat and group characteristics on the alarm and light response of whitetailed deer. Animal Behaviour, 35, Linnel, J. C. D. & Andersen, R. (1995) Site tenacity in roe deer. Short-term efects of logging. Wildlife Society Bulletin, 23, Mattioli, M., Apollonio, M., Mazzarone, V. & Centofanti, E. (1995) Wolf food habits and wild ungulate availability in the Foreste Casentinesi National Park, Italy. Acta heriologica, 40(4), Mattioli, M., Capitani, C., Avanzinelli, E., Bertelli, I., Gazzola, A. & Apollonio, M. (2004) Predation by wolves (Canis lupus) on roe deer (Capreolus capreolus) in north-eastern Apennine, Italy. Journal of Zoology (London), 264, Mech, L. D. (1984) Predators and predation, In (Halls, L. K., ed.): White-tailed deer ecology and management. Wildlife Management Institute, Stackpole Books, Washington, D. C., USA. Mech, L. D. & Boitani, L. (2003) Wolves: behavior, ecology and conservation. University of Chicago Press, Chicago and London. Okarma, H. (1995) he trophic ecology of wolves and their predatory role in ungulate communities of forest ecosystems in Europe. Acta heriologica, 40(4), Poulle, M. L., Carles, L. & Lequette, B. (1997) Signiicance of ungulates in the diet of recently settled wolves in the Mercantour Mountains (Southeastern France). Rev. Ecol. (Terre Vie), 52, Reynolds, J. C. & Aebischer, N. J. (1991) Comparison and quantiication of carnivore diet by faecal analysis: A critique, with recommendations, based on a study of the fox Vulpes vulpes. Mammal. Rev., 21(3), Rothman, R. J. & Mech, L. D. (1979) Scent-marking in lone wolves and newly formed pairs. Animal Behaviour, 27, Salvador, A. & Abad, P. L. (1987) Food habits of a wolf population in Leon Province, Spain. Mammalia, 51, Teerink, B.J. (1991) Hair of West European Mammals. Cambridge Univers.Press, Cambridge. Weaver, J. L. (1993) Reining the equation for interpreting prey occurence in gray wolf scats. Journal of Wildlife Management, 57,

121 Impatto antropico: effetto di disturbo o di controllo?

122

123 The evaluation of tourism ecological footprint: a comparison between Italy and Germany L impronta ecologica del turismo: Italia e Germania a confronto Roberta Aretano 1 *, Irene Petrosillo 1, Giovanni Zurlini 1 & Felix Müller 2 1 Landscape Ecology Laboratory, Dept. of Biological and Environmental Sciences and Technologies, University of Salento, Prov.le Lecce-Monteroni, Lecce 2 Ecology Centre, University of Kiel, Olshausenstrasse 75, Kiel (Germany) *roberta.aretano@unisalento.it Abstract he understanding of the contribution of human activities to ecosystem change and how these activities might reduce ecosystems capacity to maintain a continuous low of services must be a primary social goal. To track human demand on these services, scholars have developed the account of Ecological Footprint (EF), which measures how much of the annual regenerative capacity of the biosphere is required to renew resource production useful for a deined population in a given year, considering the prevailing technology and resource management of that year. he EF is being increasingly applied in numerous economic sectors and at various scales. In this study the EF analysis was applied to residents of two European areas and after that these footprints were compared with their biocapacities to underline condition of ecological surplus or deicit. Since tourism is the most important economic sector in the areas investigated, an EF analysis was applied to estimate the contribution of tourists in terms of equivalent residents (ER) to the EF. he EF for tourists was also accounted on a monthly time scale to observe the efects of seasonality on ecological footprint. Moreover, the assessment of EF of two populations (residents and tourists) was applied at diferent spatial scales to ind out diferences regarding the contribution of tourism to EF among the study areas and within the same country. his information could be used by environmental managers to reduce tourism impacts and to predict more accurately the needs of tourist and resident populations. Introduction It is recognized that human activities stress ecosystems and reduce ecosystems capacity to maintain a continuous low of goods and services which can be described as supporting life, supplying materials and energy, absorbing waste products and 123

124 Roberta Aretano et al. providing culturally valuable assets (Daily, 1997; Gössling et al., 2002). To track human demand on these services, scholars have developed many indexes including the account of ecological footprint (EF), an accounting tool that enables us to estimate the resource consumption and waste assimilation requirements of a deined human population in terms of a corresponding productive land area (Wackernagel & Rees, 1996). he EF is a synthetic and efective index used to estimate the human impact on the environment with particular reference to resource s consumptions. he key feature of the EF concept is that it provides an heuristic and understandable tool that captures current human resource use in an easily communicative form for policy and decision makers but also for general public (Costanza, 2000; Mofat, 2000). In spite of the debate on methodological shortcomings, during the last decade the use of EF assessment has witnessed an increasing attention by scientists, governments, agencies and institutions with many new applications proposed (Wackernagel & Yount, 2000), as well as the possibility of considering sector-speciic ecological footprints such tourism. It is a tool for promoting territory resources but, on the other hand, it is a driving force which contributes to environmental pressure (Petrosillo et al., 2006). In sustainable tourism assessment the consumption based method of the EF is cited as a key environmental indicator (Hunter & Shaw, 2007), with several pioneering works extending its application (Peeters & Schouten, 2006). Materials and methods his work focuses on two European study areas: the Province of Lecce and the municipality of Gallipoli in the Apulia Region (southern Italy); the Nordfriesland and Dithmarschen districts and the municipality of Husum in Schleswig-Holstein State (northern Germany). he EF of the people that live in a city is simply the sum of the EF of all its residents. To account the household EF data regarding food and iber consumption, housing, local transport, civil services, other consumed goods and waste product were collected and put into a consumption by land use matrix deducible from the calculation sheet 1 developed by Wackernagel and colleagues. his matrix allocates the six major Footprint land uses (built-up areas, cropland, pasture, managed forest, 1 his calculation sheet developed by Wackernagel, Monfreda, Deumling, and Dholakia to account the EF of household is available on evaluation.xls 124

125 The evaluation of tourism ecological footprint: a comparison between Italy and Germany ishing ground and energy land) to the ive Footprint consumption components (food, shelter, mobility, goods and services). All data collected are available at a national level but not so regularly at local scales, therefore, in applying the EF tool at local level, estimations and approximations were necessary. he Ecological Footprint is usually measured in global hectare (gha) that is a hectare with world-average ability to produce resources and absorb wastes (WWF, 2008). An important component of the EF analysis is represented by the assessment of the biocapacity of an area under examination, that takes into account the surfaces of ecologically productive land. Biocapacity represents a measure of the biosphere s regenerative capacity aggregating the production of diferent resources provided by various ecosystems in a certain area (e.g. arable land, pasture, forest, productive sea) also including built up or degraded land (EUROSTAT, 2006). he comparison between biocapacity and ecological footprint allows evaluating the ecological balance that relates the consumption rate of natural resources with the rate of their regeneration by local ecosystems. In this study the values of biocapacity relect the average national productivities of ecosystems present in Italy and Germany. Typical data sources are oicial census data without information about error, so in the absence of this information conidence intervals for the EF cannot be quantiied (Monfreda et al., 2004). Considering a tourist locality previous studies have provided the basis for using the EF as a useful tool for tourism management. Although some authors documented a case in which tourist and resident EF highlighted very diferent consumption patterns (Cole & Sinclair, 2002), there are other studies in which equivalent tourist and resident consumptions are considered at similar levels (Patterson et al., 2007). Since the lack of information regarding tourist consumptions from oicial civil estimates and the impossibility of interviewing tourists concerning their habits, in this study it was assumed that tourists show the same behavior of residents and that they can be considered in terms of equivalent residents (ER). he annual ER number is the total annual tourist arrivals multiplied by length of stay in days (presence), divided by 365 days per year. To highlight in which period of the year and in which administrative level there is the greatest tourism pressure, the tourism EF was accounted at diferent time (annual and monthly) and spatial (regional and local) scales. 125

126 Roberta Aretano et al. All data were collected for the year 2005 and the main data sources are listed below: Demographic census: ISTAT, 2008a; Der Norden zählt, 2008a Tourism: APT, 2008; Der Norden zählt, 2008b Consumption (goods and services): ISTAT, 2008b; Osservatorio prezzi e tarife, 2008; GENESIS, 2008a Energy: TERNA, 2008 ; Der Norden zählt, 2008c Waste: Provincia di Lecce, 2008; GENESIS, 2008b Transportation: ISFORT, 2008; Mobilität in Deutschland, 2008 Equivalence and Yield factors: WWF, 2008 Results he table I shows the diferent contribution of consumption categories and land uses to the resident EF of Lecce province that is of 4.36 gha. Since this value is higher than the value of biocapacity (1.22 gha) (WWF, 2008) this indicates a condition of ecological deicit for the province of Lecce. Concerning the two German districts, the table II shows a resident EF of 4.82 gha higher than the biocapacity per habitant value of 1.94 gha (WWF, 2008), indicating an ecological deicit. Table I: The EF per habitant in the province of Lecce by the consumption by land use matrix. Categories Energy land (gha) Cropland (gha) Grazing land (gha) Forest (gha) Built-up land (gha) Fisheries (gha) Total EF (gha) Food Housing Transportation Goods Services Total EF

127 The evaluation of tourism ecological footprint: a comparison between Italy and Germany Table II: matrix. The EF per habitant in the two German districts by the consumption by land use Categories Energy land (gha) Cropland (gha) Grazing land (gha) Forest (gha) Built-up land (gha) Fisheries (gha) Total EF (gha) Food Housing Transportation Goods Services Total EF To assess the EF of the entire population (resident plus tourist), the number of ER was estimated. Moreover, to put in evidence how this value changes during the year, the yearly value of EF per habitant was divided by 12 and comparing the EF of residents and entire population was possible to evaluate the contribution of tourism to EF. Table III reports in an exhaustive way annual and monthly data concerning presences, ER, residents, entire population, EF of ER, residents, entire population and the % EF that indicates the % of EF of ER on the EF of entire population. For the province of Lecce the contribution of tourists seems to be not relevant registering a % EF annual value of 1 % and a maximum in august of 5 %. In a diferent way in German districts the annual % EF is higher (7 %) than value registered for the province of Lecce (1 %) with a maximum in August of 14 %, so that at the same spatial scale (regional) there is more tourism pressure in the two German districts. At local scale for Gallipoli the annual % EF is 5 % with a maximum value of 21 % on August indicating that there is a relevant contribution of tourism to the EF in summertime, while in Husum it is meaningless accounting for only 2 % in the year and for 4 % in August. 127

128 Roberta Aretano et al. Table III: Presences, ER, residents, Entire population, EF of ER, EF of residents, EF of entire population end % EF of Lecce province, Nordfriesland and Dithmarschen districts, Municipality of Gallipoli and Husum. Study area Month Presence ER Residents Entire Popul. EF ER (gha) EF resid. (gha) EF entire populat. (gha) % EF Lecce ,086,236 8, , ,852 36,866 3,511,531 3,548,397 1% Jun ,726 13, ,655 4, , ,444 2% Jul ,960 25, ,460 9, ,734 3% Aug-05 1,218,182 39, ,693 14, ,905 5% Sep ,873 10, ,826 3, ,417 1% German districts ,129,325 22, , , ,351 1,465,319 1,572,670 7% Jun ,539 30, ,093 12, , ,194 9% Jul-05 1,423,621 45, ,931 18, ,556 13% Aug-05 1,546,336 49, ,890 20, ,146 14% Sep ,641 32, ,629 13, ,213 10% Gallipoli ,101 1,074 20,935 22,009 4,683 91,277 95,960 5% Jun-05 45, , ,606 8,154 7% Jul-05 91, ,884 1,072 8,678 12% Aug , ,397 1,985 9,591 21% Sep-05 35, , ,039 5% Husum , ,884 21,320 2, , ,761 2% Jun-05 17, , ,354 8,589 3% Jul-05 22, , ,645 3% Aug-05 26, , ,690 4% Sep-05 19, , ,619 3% Discussion he application of the EF methodology to two diferent countries has allowed to evaluate the household EF for residents in both areas and to get the EF distribution in several consumption categories and land uses by the use of consumption by land use matrix. Furthermore the analysis has highlighted a condition of ecological deicit in both study areas. Since in the two study areas the most important economic sector is represented by tourism, an EF analysis was applied to assess the annual EF of the entire population (residents plus tourists). From an environmental management perspective, 128

129 The evaluation of tourism ecological footprint: a comparison between Italy and Germany tourism means hosting an additional (non-resident) group over the registered population, which increases consumption of resources and emissions of waste and that has not received formalized attention in environmental planning eforts. Results highlight that in the province of Lecce tourism mostly shows the typical peculiarities of seaside tourism concentrating mainly in only two months of summer. However tourism is not evenly distributed in the province because it is concentrated in space afecting mainly coastal zones, such as the municipality of Gallipoli, which sufers from overcrowding, while inland municipalities show lack of visitors. For this reason it was necessary to develop the footprint evaluation at smaller scale and in particular in reference to a coastal municipality to ind out where tourism contribution has to be taken into account. Diferently, in the case of Dithmarschen and Nordfriesland districts where tourism results distributed more homogenously over the whole territory, the total annual EF accounted for the entire population has highlighted that the contribution of tourism is more important at this district scale than at municipality level. Moreover the EF for tourists was also accounted on a monthly time scale to relect the rise and fall of tourism throughout the year because seasonal peaks are mainly problematic for environmental management, intensifying environmental pressures such as waste production, energy and water resources consumption (Gössling, 2001). Conclusions his study attempted to track human demand on goods and services accounting the EF for two European populations. he analysis of their footprints has allowed to observe how much of the annual regenerative capacity of the biosphere is required to renew the resource s production useful for these populations. he assessment of the tourism EF in this study has put in evidence that there is a need to implement the sustainable tourism research with analysis that consider linkages through time and between hierarchical management levels, such as the spatial understanding of tourism dynamics at municipal, provincial, regional and national scales. his information could be used by environmental managers to reduce tourism impacts and to predict more accurately the needs of the tourist and resident populations in terms of natural resources and ecosystem good and services. 129

130 Roberta Aretano et al. References APT, Azienda di Promozione turistica, Lecce (2008) Flussi turistici. Cole, V. & Sinclair, A. (2002) Measuring the EFof a Himalayan Tourist Center. Mountain Research and Development, 22, Costanza, R. (2000) he dynamics of the EFconcept. Ecological Economics, 32, Daily, G. (1997) Nature s Services. Societal Dependence on Natural Ecosystem. Washington DC: Island Press. Statistisches Amt für Hamburg und Schleswig-Holstein (2008a) Der Norden zählt: Bevölkerung. Available at: (accessed June 2008). Statistisches Amt für Hamburg und Schleswig-Holstein (2008b) Der Norden zählt: Industrie, Handel und Dienstleistungen. Available at: (accessed June 2008). Statistisches Amt für Hamburg und Schleswig-Holstein (2008c) Der Norden zählt: Energiebilanz Schleswig-Holstein Available at: (accessed June 2008). EUROSTAT (2006) Ecological Footprint and Biocapacity: he world s ability to regenerate resources and absorb waste in a limited time period. Available at: (accessed May 2008). GENESIS (2008a) Statistisches Bundesamt, Statistisches Jahrbuch Available at: de/genesis/online/logon (accessed June 2008). GENESIS (2008b) Statistische Ämter des Bundes und der Länder. Available at: genesis/online/logon (accessed June 2008). Gössling, S. (2001) he consequences of tourism for sustainable water use on a tropical island: Zanzibar, Tanzania. Journal of Environmental Management, 61, Gössling, S., Borgstrom Hansson, C., Horstmeier, O., & Saggel, S. (2002) EF analysis as a tool to assess tourism sustainability. Ecological Economics, 43, Hunter, C., & Shaw, J. (2007) he EF as a key indicator of sustainable tourism. Tourism Management, 28, ISFORT, Istituto superiore di formazione e ricerca per i trasporti (2008) Statistiche regionali sulla mobilità. Available at: (accessed May 2008). ISTAT, Istituto Nazionale di Statistica (2008a) Demograia in cifre. Available at: (accessed May 2008). ISTAT, Istituto Nazionale di Statistica (2008b) I consumi delle famiglie. Available at: (accessed May 2008). Mobilität in Deutschland (2008) Available at: (accessed June 2008). Mofat, I. (2000) Ecological footprints and sustainable development. Ecological Economics, 32, Monfreda, C., Wackernagel, M., & Deumling, D. (2004) Establishing national natural capital accounts based on detailed EFand biological capacity assessments. Land Use Policy, 21, Osservatorio prezzi e tarife (2008) Beni e servizi di largo consumo. Available at: (accessed May 2008). Patterson, T. M., Niccolucci, V., & Bastianomi S. (2007) Beyond more is better : EFaccounting for tourism and consumption in Val di Merse, Italy. Ecological Economics, 62, Peeters, P. & Schouten, F. (2006) Reducing the EFof inbound tourism and transport to Amsterdam. Journal of Sustainable Tourism, 14, Petrosillo, I., Zurlini, G., Grato, E., & Zaccarelli, N. (2006) Indicating fragility of socio-ecological tourism- based systems. Ecological indicators, 6, Provincia di Lecce (2008) Settore riiuti ed emissioni. TERNA, Rete Elettrica Nazionale (2008) Consumi energia elettrica per settore merceologico. Available at (accessed May 2008). Wackernagel, M., & Rees, W. (1996) Our Ecological Footprint: Reducing Human Impact on the Earth, New Society Publishers, Philadelphia. Wackernagel, M., & Yount, D. (2000) Footprints for sustainability: the next steps. Environment, Development and Sustainability, 2, WWF, World Wide Fund for Nature (2008) Living Planet Report Available at: (accessed June 2008). 130

131 Pressioni antropiche e stato ecologico del Lago di Pusiano: nuove prospettive Human impacts on Lake Pusiano and its ecological condition: new perspectives Elisa Carraro*, Gianni Tartari, Franco Salerno & Diego Copetti Istituto di Ricerca sulle Acque, CNR, Via del Mulino 19, Brugherio (MI) *carraro@irsa.cnr.it Abstract Il Lago di Pusiano, un lago eutroico situato nella fascia sudalpina, è uno tra i piccoli laghi italiani meglio studiati. Nel presente lavoro vengono considerati i dati idrochimici e biologici pregressi mentre gli impatti antropici vengono analizzati attraverso le relazioni idrologiche e troiche tra il lago e il suo bacino idrico. L analisi limnologica del lago è stata recentemente arricchita da simulazioni basate sul modello ecologico CAEDYM, mentre viene utilizzato un modello idrologico per la simulazione del carico difuso, che risulta di origine prevalentemente civile. Questi dovranno integrarsi in un modello ecologico a scala di bacino. La variabilità legata alle dinamiche interne al lago e l identiicazione delle reference conditions sono i principali elementi che restano ancora da chiarire per una completa comprensione dei meccanismi di risposta del sistema lacustre alle pressioni esterne. Introduzione Da oltre trenta anni la principale causa di degrado del Lago di Pusiano si identiica in una persistente condizione di marcata eutroia. La situazione attuale è dovuta in parte ai carichi di nutrienti residui, provenienti dal bacino imbrifero attraverso gli immissari diretti e la fascia perilacuale (Salerno, 2005), in parte è causata dall instaurarsi di una condizione ecologica basata su equilibri diversi da quelli originari o naturali (Schefer et al., 2001). Ulteriori fattori isici, morfologici e morfometrici esercitano un ruolo fondamentale nell esplicarsi dell eutroizzazione del Lago di Pusiano, analogamente a quanto osservato in altri laghi poco profondi (Gulati & Van Donk, 2002). La Direttiva 2000/60/CE (Water Framework Directive, WFD), che stabilisce l obiettivo del raggiungimento di uno stato ecologico buono della qualità di tutte 131

132 Elisa Carraro et al. le acque supericiali entro il 2015, indica come strumento prioritario la riduzione delle pressioni presenti nel bacino idrograico, con un chiaro orientamento verso una valutazione integrata delle relazioni tra le cause e gli efetti (Jeppesen et al., 2005). Sebbene negli ultimi decenni i carichi inquinanti esterni diretti verso i laghi siano diminuiti, grazie a normative più severe e al miglioramento dei sistemi di depurazione, il raggiungimento degli obiettivi di qualità è ben lontano dall essere raggiunto. In molti laghi poco profondi, ad esempio, i meccanismi di adattamento della biocenosi alle nuove condizioni abiotiche sono molto complessi (Ludwig et al., 2003) e oggi i più soisticati strumenti modellistici confermano che i tempi di risposta di un sistema ecologico complesso come un lago possono essere relativamente lunghi nel raggiungimento di un nuovo equilibrio ecologico (Blenckner, 2008; Law et al., 2009; Pawlowski & McCord, 2009). Evoluzione limnologica del Lago di Pusiano Il Lago di Pusiano, di origine glaciale intermorenica, è situato tra i due rami del Lago di Como e si colloca tra i laghi subalpini di medie dimensioni (supericie 5,26 km 2, profondità massima 24 m, profondità media 14 m e volume 69, m 3 ). La descrizione del bacino imbrifero non è chiara, in particolare per quanto riguarda le fasce perilacuali. Il bacino idrograico, drenato principalmente dal Fiume Lambro, ha una supericie di 94,6 km 2 (lago incluso). La fascia perilacuale, coincidente in buona parte con la Piana d Erba, a nord-ovest del lago, costituisce un area ad elevata pressione antropica, sia residenziale che industriale, ed occupa circa il 12 % dell intero bacino. L andamento stagionale del termoclino di questo lago non si è modiicato nel trentennio , nonostante l incremento della temperatura alla circolazione di 2 C circa, veriicatosi anche in altri ambienti lacustri italiani simili (Tartari et al., 2000). Il contenuto ionico non ha subito cambiamenti rilevanti della matrice disciolta che è inluenzata essenzialmente dalle caratteristiche geologiche del bacino imbrifero, caratterizzato come ambiente carsico (Salerno & Tartari, 2009). Le caratteristiche limnologiche sono, invece, considerevolmente mutate negli ultimi 35 anni. I maggiori cambiamenti hanno riguardato le concentrazioni di nutrienti ed in particolare quelle del fosforo totale (TP), diminuito dai valori massimi di circa 200 µg P l -1 a poco meno di 50 µg P l -1 nel 2009 (Fig. 1), mentre le concen- 132

133 Pressioni antropiche e stato ecologico del Lago di Pusiano: nuove prospettive trazioni di azoto totale (TN) sono rimaste costanti attorno ai 2 mg N l -1, durante la circolazione invernale. -1 Figura 1: Andamento delle concentrazioni medie di fosforo totale (TP µg P l ) negli ultimi 35 anni, rilevate durante la massima circolazione invernale. Il generale miglioramento delle condizioni troiche del lago, a partire dagli anni 80 ad oggi, ha inluito sul popolamento itoplanctonico. La frammentarietà degli studi e la diversità dei metodi utilizzati non consentono di tracciare un evoluzione dettagliata delle comunità algali su scala pluriennale, parallela a quella dei dati di qualità delle acque. Nonostante ciò, in Bonomi et al. nel 1967, si afermava la quasi completa assenza di Cyanoprokaryota. Tale situazione è apparsa confermata anche nelle campagne di campionamento successive. Nel (Tartari & Quattrin, 1998) la struttura del popolamento itoplanctonico si modiicava radicalmente, presentando un forte sviluppo del gruppo dei Cyanoprokaryota, con più di 25 specie presenti quasi ad ogni campionamento. Negli ultimi 15 anni questa situazione o situazioni analoghe sono state confermate da frequenti segnalazioni di intense ioriture di Planktothrix rubescens nei mesi autunnali, la cui intensa colorazione rosso-brunastra ha più volte messo in allarme le popolazioni rivierasche. Il miglioramento troico del Pusiano è quindi accompagnato da un incremento dei cianobatteri, le cui ioriture hanno destato preoccupazione per la potenziale tossicità di Planktothrix rubescens (Legnani et al., 2005). 133

134 Elisa Carraro et al. Impatto antropico e forzante idrologica Attualmente il lago presenta ancora condizioni di eutroia con un contenuto di fosforo totale alla circolazione invernale di 50 µg P l -1, una ridotta trasparenza delle acque e costante anossia degli strati profondi durante la stratiicazione, che perdura da aprile a novembre. Per studiare i carichi provenienti dal bacino, è stato applicato un modello idrologico (Salerno e Tartari, 2009), isicamente basato, per il trasporto dei nutrienti (SWAT, Neitsch et al., 2001), calibrato e validato su un sottobacino del Fiume Lambro (caratterizzante la porzione montana dello stesso), che si chiude a Caslino d Erba (CO), punto in cui vi è un misuratore di livello. Ciò ha permesso di efettuare una simulazione iniziale del lusso idraulico con passo giornaliero ottenendo un errore assoluto, rispetto al lusso misurato dalla strumentazione, di circa il 30 %, che esprime in sé anche la variabilità causata dal regime pluviometrico. Nel graico riportato in igura 2 si osserva, infatti, come nel periodo le precipitazioni erano molto più accentuate in primavera, e in particolare a maggio, rispetto a quanto si osserva ora. Questa diferenza trova una accentuazione anche nelle dinamiche di creazione del lusso idrologico. L apporto annuale di precipitazioni che si è veriicato dal 1998 al 2003 mette infatti in rilievo che negli ultimi due anni si sono veriicate condizioni meteorologiche estreme rispetto alle caratteristiche medie del bacino. L alluvione veriicatasi nel novembre 2002 e l anno siccitoso del 2003 pongono problemi nella modellizzazione idrologica su scala pluriennale e di conseguenza nella stima dei carichi di nutrienti. Allo stesso tempo lo studio delle dinamiche in condizioni estreme ha portato ad evidenziare come l ecologia del Pusiano sia particolarmente sensibile a questi eventi (Copetti et al., 2006). L analisi dell impatto antropico sul lago ha portato ad evidenziare (Salerno, 2005) la parziale ineicienza della rete di collettamento dei relui urbani. L attuale conigurazione riesce infatti ad asportare dal bacino soltanto il 68 % (0,50 kg P ab -1 rispetto a 0,74 kg P ab -1 ) dei relui civili, mentre il rimanente 32 % (0,24 kg P ab -1 ) viene rilasciato durante gli overlow degli scaricatori di piena della rete fognaria. Il carico così generato è quindi da considerare tra le possibili cause del permanere del degrado della qualità delle acque del Lago di Pusiano. 134

135 Pressioni antropiche e stato ecologico del Lago di Pusiano: nuove prospettive Figura 2: Confronto tra le precipitazioni medie mensili rilevate nelle due stazioni meteorologiche di Asso e Canzo (ubicate nel bacino del lago) in due periodi storici distinti. È preferibile un grafico a colonne in quanto non c è continuità tra un dato e il successivo. Per ridurre al minimo la pressione antropica generata dagli scolmatori è richiesto l approfondimento della conoscenza della rete di collettamento dei relui per individuarne le criticità (punti di massimo scolmo) e le possibili soluzioni per ridurre le immissioni nella rete idrograica. Tali indagini, avviate nel Progetto PIRoGA ( ), permetteranno di raccogliere le informazioni necessarie a condurre una modellizzazione speciica delle perdite dalla rete fognaria verso i corpi idrici supericiali. La modellizzazione ecologico-idrodinamica del lago Parallelamente agli studi modellistici del bacino, in anni recenti Copetti et al. (2006) hanno implementato sul Lago di Pusiano il modello idrodinamico monodimensionale DYRESM (Antenucci & Imerito, 2002) e il modello ecologico CAE- DYM (Romero et al., 2003), che sono stati accoppiati alla modellizzazione del regime idrologico e dei carichi di fosforo ottenuta con il modello SWAT (Salerno, 2005). Le modellizzazioni idrodinamiche efettuate sono in generale in accordo con gli andamenti stagionali sperimentali, mentre a primavera si osserva una certa deviazione della temperatura (1-2 C) sul fondo durante la stratiicazione debole. Tra le possibili cause è stata avanzata l ipotesi delle turbolenze idrodinamiche a scala sub- 135

136 Elisa Carraro et al. giornaliera create dalle perturbazioni del vento alla struttura termica, come evidenziato nella igura 3, dove si confronta l andamento della velocità del vento con le variazioni di temperatura rilevate nel lago a scala sub-oraria, per mezzo di una catena di sensori posti lungo la colonna d acqua. -1 Figura 3: Struttura termica del Lago di Pusiano e andamento della velocità del vento (ms ) a scala oraria dal 21 Lug 2003 al 25 Lug 2003 (fonte Copetti, dati IRSA non pubblicati). CAEDYM modellizza adeguatamente l andamento delle specie del fosforo, considerando le deviazioni dovute ai possibili errori di rappresentatività del prelievo e le sensibili variazioni a livello del boundary layer bentico. Durante il periodo di stratiicazione estiva il gradiente della forma reattiva del fosforo (considerata nel modello come la forma disponibile per la crescita algale) raggiunge punte massime superiori ai 450 µgp/l. Come è noto, il fosforo accumulato sul fondo durante il periodo di stratiicazione delle acque rientra in circolo durante in inverno. Una certa diicoltà è stata riscontrata nella simulazione di questo delicato periodo del ciclo la- 136

137 Pressioni antropiche e stato ecologico del Lago di Pusiano: nuove prospettive custre in cui, in pochi giorni, una grande quantità dell elemento limitante entra in circolo e diventa potenzialmente disponibile per la crescita algale. Da un punto di vista modellistico infatti questo periodo rappresenta un momento di discontinuità, per cui piccoli errori nella simulazione delle condizioni iniziali si ripercuotono sulla simulazione dell intero ciclo annuale successivo. Il modello riesce in tutti i casi a riprodurre molto bene la forte dominanza di P. rubescens, che rappresenta circa il 70 % del contenuto totale di Chl-a nel periodo di simulazione. Per il restante comparto biologico diminuisce l accordo dei dati sperimentali con quelli simulati (coeicienti di regressione di 0,3 e 0,4) ed il modello tende a trascurare i picchi di ioritura algale, dando una risposta media del comportamento itoplantonico (Copetti et al., 2006). Applicabilità degli strumenti modellistici integrati Gli strumenti modellistici disponibili per il lago di Pusiano, e per il suo bacino, possono essere utilizzati per fornire un indicazione delle potenziali variazioni dello stato ecologico rispetto al cambiamento delle pressioni antropiche. La valutazione delle dinamiche interne al lago, ovvero le interazioni tra il comparto idrochimico e la catena troica che attualmente lo caratterizza (predominanza del phytoplankton), l alta variabilità e la scarsa capacità predittiva che ne derivano sono comunque i principali aspetti ancora da chiarire per una completa comprensione dei meccanismi di risposta del sistema lacustre alle pressioni esterne e rappresentano le tematiche emergenti in tema di modellistica ecologica. L integrazione tra i due livelli di modellizzazione (lago e bacino) richiede la risoluzione del problema su come si debbano raccordare scale spazio-temporali diferenti (Blenckner, 2008). L identiicazione delle reference conditions, in linea con le indicazioni metodologiche contenute nella WFD 2000/60, richiede la comprensione dei meccanismi ecologici che portano un ecosistema da uno stato stabile all altro (Law et al., 2009). Oltre a ciò nel caso del Pusiano occorre uno studio paleolimnologico che chiarisca quali siano state le reali vicende idromorfologiche e che fornisca, da un lato, le informazioni necessarie per una corretta individuazione dello stato di riferimento, mentre dall altro permetta l individuazione di eventuali episodi catastroici, catastrophic shifts (Schefer et al., 2001). Tali episodi potrebbero aver caratterizzato la storia recente del lago e il passaggio all attuale stato ecologico. 137

138 Elisa Carraro et al. Bibliografia Antenucci, J. & Imerito, A. (2002) he CWR DYnamic Reservoir Simulation Model: DYRESM_Science Manual. Centre for Water Research, University of Western Australia, Nedlands, WA 6907, AUSTRALIA. Available at: Blenckner, T. (2008) Models as tools for understanding past, recent and future changes in large lakes. Hydrobiologia, 599, Bonomi, G., Bonacina, C. & Ferrari, I. (1967) Caratteristiche chimiche, plancton e benton nel quadro evolutivo recente dei laghi briantei. Mem. Istit. Ital. Idrobiol., 21, Copetti, D., Tartari, G., Morabito, G., Oggioni, A., Legnani, E. & Imberger, J. (2006) A biogeochemical model of Lake Pusiano (North Italy) and its use in the predictability of phytoplankton blooms: irst preliminary results. J. Limnol., 65, Directive 2000/60/CE of the European Parliament and of the Council 23 October 2000 n. 60. Framework for Community action in the ield of water policy. Oicial Journal European Communities, 327, 22/12/2000. Gulati, R.D. & Van Donk, E. (2002). Lakes in the Netherlands, their origin, eutrophication and restoration: stateof-the-art review. Hydrobiologia, 478, Jeppesen, E., Søndergaard, M., Jensen, J. P., Havens, K., Anneville, O., Carvalho, L., Coveney, M. F., Deneke, R., Dokulil, M., Foy, B., Gerdeaux, D., Hampton, S. E., Kangur, K., Köhler, J., Körner, S., Lammens, E., Lauridsen, T. L., Manca, M., Miracle, R., Moss, B., Nõges, P., Persson, G., Phillips, G., Portielje, R., Romo, S., Schelske, C. L., Straile, D., Tatrai, I., Willén, E. & Winder, M. (2005) Lake responses to reduced nutrient loading an analysis of contemporary long-term data from 35 case studies. Freshwater Biol., 50, Law, T., Zhang, W., Zhao, J. & Arhonditsis, G. B. (2009) Structural changes in lake functioning induced from nutrient loading and climate variability. Ecological Modelling, 220, Legnani, E., Copetti, D., Morabito, A., Tartari, G., Palumbo, M.T. & Morabito, G. (2005) Planktothrix rubescens seasonal and vertical distribution in Lake Pusiano (North Italy). J. Limnol., 64, Ludwig, D., Carpenter, S. & Brock, W. (2003) Optimal phosphorus loading for a potentially eutrophic lake. Ecological applications, 13, Neitsch, S. L., Arnold, J. G., Kiniry, J. R. & Williams, J. R. (2001) SWAT. Soil and Water Assessment Tool heoretical Documentation. USDA Agricultural Research Service, Texas. Pawlowski, C. V. & McCord, C. (2009) A Markov model for assessing ecological stability properties. Ecological Modelling, 220, Romero, J. R., Hipsey, M. R., Antenucci, J. P. & Hamilton, D. (2003) Computational Aquatic Ecosystem Model: CAEDYM v2. Science Manual. Centre for Water Research, University of Western Australia, Nedlands, WA 6907, AUSTRALIA. Available at: Salerno, F. (2005) Utilizzo di sistemi radar meteorologici nella modellizzazione degli apporti di nutrienti ai corpi idrici supericiali. Tesi di Dottorato. Università dell Insubria. Salerno, F. & Tartari, G. (2009) A coupled approach of surface hydrological modelling and Wavelet Analysis for understanding the baselow components of river discharge in karst environments. Journal of Hydrology, 376, Schefer, M., Carpenter, S., Foley, J.A., Folke, C. & Walker, B. (2001) Catastrophic shifts in ecosystems. Nature, 413, Tartari, G. & Quattrin, B. (1998) Evoluzione limnologica del lago di Pusiano negli ultimi decenni e prospettive future. Atti Associazione Italiana Oceanologia Limnologia, 13, Tartari, G., Marchetto, A. & Copetti, D. (2000) Qualità delle acque lacustri della Lombardia alle soglie del Fondazione Lombardia per l Ambiente, Milano,

139 La capacità di carico come strumento di supporto alla pianificazione in ambito turistico Carrying capacity as a tool to support tourism planning Valentina Castellani* & Serenella Sala Dipartimento di Scienze dell Ambiente e del Territorio, Università degli Studi di Milano-Bicocca, Piazza della Scienza 1, Milano * valentina.castellani1@unimib.it Abstract Il settore turistico genera circa il 10% del PIL in Europa ed è strettamente dipendente dalla qualità delle risorse naturali. Per individuare modelli di produzione e consumo sostenibili in grado di disaccoppiare crescita economica e impatti sull ambiente è necessario conoscere i limiti isici e gestionali del sistema: il concetto di capacità di carico applicato al turismo può essere un utile supporto alla pianiicazione di sistemi turistici sostenibili. Il presente lavoro propone una metodologia per la valutazione della capacità di carico dei sistemi turistici che integri la valutazione dei limiti isici, correlati alle risorse, con quella della capacità gestionale in merito ai servizi pubblici e ambientali. Si presentano i risultati della valutazione efettuata in due realtà lombarde, mettendo in evidenza gli aspetti più critici da tenere in considerazione per la deinizione di politiche di sviluppo turistico sostenibile in queste aree. Introduzione Il concetto di sviluppo sostenibile si fonda sulla consapevolezza che i sistemi sociali ed economici dipendono da risorse naturali inite, che inevitabilmente pongono dei limiti alle nostre possibilità di sfruttamento e alla possibilità di una crescita ininita delle attività umane. I fattori principali che agiscono nel determinare la sostenibilità o l insostenibilità a lungo termine delle attività umane in rapporto agli ecosistemi naturali sono: il numero di individui presenti in una determinata area in un determinato arco di tempo, i loro modelli di consumo e l eicienza delle diverse componenti del sistema. Il turismo è un settore economico che ha una forte relazione con le risorse naturali, che rappresentano spesso uno dei principali elementi di attrattività del territorio, ma che possono anche subire forti pressioni in termini di consumo e degrado 139

140 Valentina Castellani & Serenella Sala (Mathieson & Wall, 1982; Saarinen, 2006). Risulta dunque di fondamentale importanza che la pianiicazione dell oferta turistica sia preceduta da un analisi delle condizioni dell area nonché da una stima degli impatti che permetta di formulare ipotesi sugli efetti di un eventuale incremento del lusso turistico della destinazione e sulla capacità dell ambiente di sopportare le relative pressioni. Il primo passo per individuare gli ambiti in cui intervenire per ridurre la pressione sull ambiente è rappresentato, infatti, dalla misura degli impatti generati e dalla valutazione della sostenibilità del sistema considerato, attraverso il confronto con la sua capacità di carico. L Organizzazione Mondiale del Turismo deinisce la capacità di carico turistica come il massimo numero di persone che può visitare una destinazione turistica nello stesso momento, senza causare una distruzione dell ambiente isico, economico e socio-culturale e un peggioramento inaccettabile della soddisfazione dei visitatori riguardo alla qualità della visita (WTO, 1999). Questa deinizione sembra suggerire come obiettivo l individuazione di un modello che permetta di stabilire qual è il numero massimo di turisti ammissibile in una determinata destinazione turistica al ine di garantire la sostenibilità del sistema e di tutelarne le risorse in una prospettiva di lungo termine. Tuttavia, questo approccio si scontra con alcuni limiti sia teorici che operativi connessi alla possibilità e all opportunità di limitare l accesso alle aree turistiche: nella maggior parte delle situazioni (tranne che in alcuni casi particolari, come ad esempio le aree protette, i siti archeologici o alcuni monumenti) non è pensabile limitare il numero dei turisti, sia perché l accesso non avviene necessariamente da varchi prestabiliti, sia perché questo sarebbe in contrasto con l obiettivo di libertà, ricreazione e svago insito nel concetto di turismo e con l obiettivo economico che un attività di questo tipo deve necessariamente avere; la determinazione del numero massimo di persone ammissibili in un determinato sito dovrebbe basarsi sull ipotesi di superamento di una soglia di capacità di carico in funzione della stima degli impatti che un determinato numero di persone produce sul territorio; tuttavia l impatto di ogni turista dipende dalle sue scelte di consumo e dai suoi comportamenti durante la vacanza (ad es. scelta del mezzo di trasporto, della tipologia di struttura ricettiva, ecc.), quindi non è possibile valutare a priori l impatto di ogni turista. Inoltre, l obiettivo principale dovrebbe essere quello di valutare gli impatti attuali e potenziali del sistema turistico al ine di indirizzare la pianiicazione; in questo senso quindi risulta molto più eicace una valutazione che non dia come risultato 140

141 La capacità di carico come strumento di supporto alla pianificazione in ambito turistico solamente un numero massimo di turisti, ma piuttosto fornisca indicazioni su quali potrebbero essere gli aspetti di criticità del sistema. Facendo riferimento a queste considerazioni, il presente lavoro propone una metodologia per la valutazione della capacità di carico turistica che integri le valutazioni relative alla capacità di carico isica, correlata alle risorse, con la valutazione della capacità gestionale in merito ai servizi pubblici e ambientali (fornitura di acqua potabile, gestione dei riiuti, disponibilità di infrastrutture, ecc). Metodologia Il presente lavoro fa riferimento alla metodologia Limits of Acceptable Change (Stankey & Cole, 1985) che considera la valutazione della capacità di carico come una base per deinire la soglia di impatto e/o di consumo che non può essere superata se si vuole tutelare l integrità del sistema ed in particolare delle risorse naturali da cui dipende. Seguendo questo approccio, la metodologia analizza separatamente i principali aspetti che caratterizzano l ambiente naturale e i principali aspetti ambientali legati alla vita quotidiana dei residenti e alle attività turistiche (es: aria, acqua, riiuti, suolo, etc.; v. Tab. 2); per ogni aspetto analizzato è stata delineata una procedura valutativa ispirata al modello concettuale DPSIR (Determinanti, Pressioni, Stato, Impatti, Risposte) (Smeets & Weterings, 1999), allo scopo di individuare i fattori determinanti e i dati utili per valutare la situazione attuale e gli scenari futuri. Le fasi del processo di valutazione sono le seguenti: 1. scelta dell aspetto da analizzare ed elenco dei relativi determinanti; 2. scelta dei determinanti (sulla base di dati di letteratura e di eventuali studi speciici sulle caratteristiche dell area oggetto di studio) e delle variabili ritenute più importanti per l aspetto considerato, in relazione al turismo; 3. valutazione e scelta dei fattori limitanti; 4. sviluppo/applicazione di indicatori speciici per la variabile individuata; 5. individuazione di valori di riferimento, massimi e minimi, e suddivisione in classi del risultati sulla base di: dati di letteratura, limiti di legge, confronto con altre realtà, expert judgement; 6. raccolta dati locali per il popolamento degli indicatori individuati; 7. valutazione della capacità di carico del comparto considerato sulla base del confronto tra i dati raccolti e le classi individuate, adottando il principio di precau- 141

142 Valentina Castellani & Serenella Sala zione (in presenza di un fattore al limite, si assegna capacità di carico ridotta a tutto il comparto). Per una prima applicazione della metodologia sviluppata, sono state scelte come aree di studio due realtà lombarde che rappresentano due diverse fasi nello sviluppo della destinazione turistica, come deinite dal Modello del Ciclo di Vita delle Destinazioni (Butler, 1980; Agarwal, 1994): il Sistema dei Parchi dell Oltrepo Mantovano e la Comunità Montana Alpi Lepontine. L Oltrepo Mantovano rappresenta un area di turismo emergente, non ancora strutturata e con un lusso di turisti abbastanza ridotto; le Alpi Lepontine rappresentano una destinazione più matura, anche se con aspetti contrastanti: nella stagione estiva infatti il lusso di turisti, sia italiani che stranieri, è molto consistente nelle aree lacuali e piuttosto ridotto in quelle montane. Risultati e discussione L applicazione della metodologia ha permesso di realizzare, per ogni comparto considerato, uno schema di valutazione della capacità di carico, sul modello illustrato in tabella 1. Tabella I: Schema concettuale DPSIR applicato alle attività turistiche (Castellani et al., 2007). DPSIR METODOLOGIA 1) DETERMINANTI Analisi dei dati disponibili e identificazione delle attività maggiormente rilevanti per la realtà locale (determinanti) 2) DETERMINANTI E VARIABILI SIGNIFICATIVI PER IL COMPARTO TURISTICO Rispetto ai determinanti identificati precedentemente, selezione di quelli che possono essere influenzati dal settore turistico 3) FATTORI LIMITANTI Selezione delle pressioni più rilevanti generate dai determinanti identificati 4) INDICATORI Selezione di indicatori appropriati per misurare lo stato dell ambiente 5) CLASSI Definizione di classi per la valutazione della capacità di carico, individuate sulla base degli indicatori e dei limiti identificati precedentemente 6) RISULTATO LOCALE Ricerca e analisi di dati locali 7) CAPACITÀ DI CARICO Valutazione della capacità di carico sulla base dei dati raccolti e delle classi individuate. La capacità di carico dell intero comparto viene assegnata sulla base del principio di precauzione 8) RISPOSTE Elaborazione dei risultati per individuare risposte adeguate ai problemi evidenziati dall analisi 142

143 La capacità di carico come strumento di supporto alla pianificazione in ambito turistico Lo schema concettuale illustrato precedentemente, applicato a tutti i comparti considerati, ha fornito una valutazione complessiva della capacità di carico turistica per ciascuna delle due aree considerate, sintetizzata nella tabella 2. Tabella II: Risultati della valutazione della capacità di carico turistica effettuata nella Comunità Montana Alpi Lepontine e nel Sistema Parchi Oltrepo Mantovano. Sono questi i famosi componenti ambientali? Indicatore Stato classi 1 Oltrepo mantovano Alpi Lepontine Valore Capacità di carico Valore Capacità di carico Quantità acqua per uso potabile Qualità acque superficiali Consumi energetici 1. consumi / dotazione idrica (litri / abitanti / g) / (litri / abitanti / g) 2. consumi giornalieri (litri / abitanti / g) 3. prelievi / ricarica (m 3 /g) / (m 3 /g) 4. popolazione servita da depuratore (popolazione servita / popolazione residente) * AE potenziali / AE attuali 6. stato ecologico dei corpi idrici (parametro LIM) 7. stato trofico laghi (scostamento risp. alla condizione naturale) 8. consumo energia medio comunale / consumo medio nazionale (MWh/ab) / (MWh/ab) A < 1 n.d. n.d. M = 1 B > 1 A < 200 l/ab n.d. n.d. M B 200 l/ab > 300 l/ab A < 1 1,35 B n.d. M = 1 B > 1 A 100 % - 75 % 75 % A 95 % A M 74 % - 50 % B < 50 % A > 1 >1 A 1 M M = 1 B < 1 A ottimo, buono sufficiente M buono A M B Sufficiente scadente, pessimo A stato attuale = stato naturale B stato attuale stato naturale Dato non rilevante per l area -- stato attuale stato naturale A < 1 0,78 A 1,42 B M = 1 B > 1 B 143

144 Valentina Castellani & Serenella Sala Sono questi i famosi componenti ambientali? Produzione rifiuti Qualità aria Biodiversità Uso del suolo Indicatore Stato classi 1 Oltrepo mantovano Alpi Lepontine 9. produzione pro-capite giornaliera (kg / abitanti / g) 10. disponibilità residua sistema di raccolta (volume raccolto g / volume raccoglibile g) 11. % Raccolta differenziata 12. n medio giornate in cui i parametri sono superati 13. scomparsa di specie, disturbo (n di visitatori tot aree/ anno) 14. densità ricettiva (posti letto / 1000 abitanti) 15a. edificazione turistica (strutture complementari / totale strutture ricettive) 15b. edificazione turistica (abitazioni non occupate da residenti / totale abitazioni) 16. affollamento siti naturali e sentieri Valore Capacità di carico Valore Capacità di carico A 1,8-2,2 Kg/ab*g 1,6 A 1,14 A M B 2,2 2,5 Kg/ab*g > 2,5 Kg/ab*g A vol. raccolto g/ vol. raccoglibile g: < 0,7 B vol. raccolto g/ vol. raccoglibile g: 0,7-1 n.d. n.d. n.d. n.d. A > 45 % 39,80 % M 12,39 % BB M % B < 35 % limiti stabiliti per legge: non più di 35 gg di superamento/anno per il PM 10, non più di 18 gg di superamento anno per NO 2 Non è possibile, in base alle informazioni disponibili, stabilire classi di capacità di carico turistica. La valutazione avviene tramite avviso d esperto PM 10 : 108 NO 2 : 1 BB PM 10 : 0 NO 2 : A Area di rilev. Ambientale: Riserva Lago di Piano: > A ,71 A 419 B M B > 300 A > 20 % 54,20 % A 60 % A M 10 %-20 % B < 10 % A < 20 % 8 % A 29,07 % M M 20 %-50 % B > 50 % Non è possibile, in base alle informazioni disponibili, stabilire classi di capacità di carico turistica. La valutazione avviene tramite avviso d esperto basso (le aree non sono ancora attrezzate) A A BB A basso A 144

145 La capacità di carico come strumento di supporto alla pianificazione in ambito turistico Sono questi i famosi componenti ambientali? Indicatore Stato classi 1 Oltrepo mantovano Alpi Lepontine Valore Capacità di carico Valore Capacità di carico Uso del suolo Efficienza economica del sistema turistico Mobilità Congestione stradale Intensità turistica 17. escursionisti (E = n escursionisti / n turisti) 18. utilizzo lordo delle strutture [(presenze / posti letto)*365] * % di turisti che raggiungono l area con mezzi privati 20. n autoveicoli circolanti / abitanti 21. presenza di servizio ferroviario (n comuni con stazione ferroviaria / tot comuni considerati) 22. n di veicoli nei mesi turistici (n veicoli / g) 23. intensità turistica alta stagione I = (presenze alta stagione / g) / abitanti A E < 1 >2 B n.d. M 1 < E < 2 B E > 2 A Oltre 40 % 30,76 % M 7,5 % B M 20 % - 40 % B < 20 % A < 40 % >70 % B >70 % B M 40 %-70 % B > 70 % A 0-0,3 0,59 B 0,61 B M 0,3-0,5 B 0,5-0,8 A 0,8-1 0,6 M 0 B M 0,4-0,7 B 0-0,3 A < n.d B M B > A I < 0,5 0,002 A 0,1 A M 0,5 < I < 1 B I > 1 I dati disponibili relativi al comparto acqua (Indicatori 1-7) mostrano un problema relativo all approvvigionamento di acqua potabile dal sottosuolo nell Oltrepo Mantovano (I. 3), con una situazione già insostenibile che potrebbe essere ulteriormente peggiorata dall aumento della richiesta, determinato dall incremento del numero dei turisti; nelle Alpi Lepontine, invece, il problema riguarda la capacità di depurazione degli impianti presenti sul territorio, che operano già al limite delle proprie potenzialità e non sarebbero in grado di garantire la continuità e la qualità del servizio in caso di aumento del volume delle acque da depurare (I. 5). La mobilità rappresenta un problema per entrambe le destinazioni, sia perché il numero di auto circolanti appartenenti a residenti è elevato (I. 20), sia perché, a causa della scarsità e/o ineicienza dei sistemi di trasporto pubblico (I. 21), i turisti 145

146 Valentina Castellani & Serenella Sala raggiungono le aree prevalentemente con mezzi propri (I. 19); questa circostanza incide sulla qualità dell esperienza turistica, determinando una situazione di congestione delle strade (I. 22), di inquinamento acustico (che può essere fonte di disturbo soprattutto per le aree protette) e, nel caso dell Oltrepo Mantovano, anche una condizione aggiuntiva in un contesto molto critico in merito alla qualità dell aria (I. 12). Anche se non completamente esaustivi, i risultati ottenuti permettono una valutazione preliminare della capacità di carico turistica delle due realtà considerate, mettendo in evidenza gli aspetti più critici da tenere in considerazione per la deinizione di politiche di sviluppo turistico sostenibile. Conclusioni L aspetto più critico relativo alla valutazione della capacità di carico per le destinazioni turistiche è la diicoltà di ottenere risultati quantitativi (Bimonte & Punzo, 2005). Seguendo il punto di vista di Manning (2002) e di Stankey & Cole (1985), questa ricerca rappresenta un tentativo di quantiicare lo stato attuale di ogni comparto interessato dalla gestione del turismo, attraverso indicatori che considerino i principali aspetti ambientali e gestionali relativi al settore turistico e che permettano di indirizzare le future politiche di sviluppo turistico sostenibile. L applicazione della metodologia ha evidenziato alcuni elementi positivi e alcune criticità, da approfondire in futuro: La necessità di stabilire soglie di sostenibilità rappresentate da valori numerici universalmente riconosciuti rappresenta uno degli aspetti più controversi perché, soprattutto per gli indicatori per i quali non esistono standard deiniti e riconosciuti, la scelta implica necessariamente un certo grado di soggettività da parte di chi efettua la valutazione. L interazione della capacità di carico isica (determinata dalle caratteristiche dell ambiente naturale) e della capacità gestionale del sistema turistico rappresenta un elemento chiave per fornire informazioni utili a supportare la pianiicazione da parte dei decisori locali. La scelta di non aggregare i risultati in un unico valore ma di presentarli in modo disaggregato fornisce indicazioni settoriali sullo stato e sulle possibili situazioni di criticità, nonché di evitare compensazioni tra i risultati dei diversi aspetti considerati. 146

147 La capacità di carico come strumento di supporto alla pianificazione in ambito turistico Bibliografia Agarwal, S. (1994) he resort cycle revisited: implications for resorts. In: Progress in Tourism, Recreation and Hospitality Management, 5. Bimonte, S. & Punzo, F. (2005) A proposito di capacità di carico turistica. Una breve analisi teorica. EdATS Working Papers Series, 4. Butler, R. (1980) he concept of a tourist area cycle of evolution. Canadian Geographer, 24, 5 1. Castellani, V., Sala, S. & Pitea, D. (2007) A new method for tourism carrying capacity assessment, Ecosystems and sustainable development VI. WIT Press, Southampton. Manning, R.E. (2002) How much is too much? Carrying capacity of national parks and protected areas. In: Monitoring and management of visitor lows in recreational and protected areas. Bodenkultur University, Vienna, Austria. Mathieson, A & Wall, G. (1982) Tourism: Economic, Physical and Social Impacts. Longman, Harlow. Saarinen, J. (2006) Traditions of sustainability in tourism studies. Annals of Tourism Research, 33, Smeets, E. & Weterings, R. (1999) Environmental Indicators: Typology and Overview. European Environment Agency, Copenhagen, Denmark. Stankey, G.H & Cole, D.N. (1985) he Limits of Acceptable Change (LAC) System for Wilderness Planning. USDA Forest Service Intermountain Research Station: Ogden, UT. WTO (1999) Global code of ethics for tourism. Proceedings of hirteenth session of General Assembly, Santiago, Chile. 147

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149 Sostenibilità e bioenergia: un applicazione del modello CO2FIX ai boschi della Lombardia Sustainability and bioenergy: an application of the CO2FIX model to the forests of Lombardy Giulia Fiorese*, Giorgio Guariso & Enrico Perego Dipartimento di Elettronica e Informazione, Politecnico di Milano, Via Golgi, Milano *iorese@elet.polimi.it Abstract Le biomasse del comparto forestale possono costituire un importante fonte rinnovabile per l energia e contribuire alla mitigazione dei cambiamenti climatici e allo sviluppo delle bioenergie a scala locale. Tuttavia, l utilizzo di risorse forestali a ini energetici può avere rilevanti impatti sugli ecosistemi e sul territorio nel suo complesso e richiede quindi un analisi approfondita. Scopo di questo lavoro è confrontare diferenti modelli di gestione sostenibile della biomassa forestale con l obiettivo di massimizzare la produzione di bioenergia e la rimozione di gas serra dall atmosfera. Il modello utilizzato per l analisi, CO2FIX, descrive i lussi di carbonio per unità di supericie della biomassa, del suolo e della bioenergia. Il modello è stato applicato ai boschi della Lombardia, che sono stati schematizzati in quattro macrosistemi forestali: boschi di conifere; boschi di latifoglie; boschi misti di conifere e latifoglie; impianti di arboricoltura da legno. Per ogni macrosistema sono state analizzate diverse politiche di gestione che vanno dalla tutela assoluta al mantenimento costante dello stock a cicli di taglio di diversa lunghezza, ino alla massima produzione mantenibile. È stato quindi possibile confrontare le diverse gestioni e individuare quella più eiciente dal punto di vista del carbonio immagazzinato per ogni macrosistema forestale. Estendendo questi risultati all intero territorio regionale si può valutare il contributo complessivo del comparto alla riduzione delle emissioni climalteranti. 149

150 Giulia Fiorese et al. Il ruolo energetico delle biomasse forestali I cambiamenti climatici impongono alla nostra società sia lo sviluppo di nuove tecnologie in grado di ridurre le emissioni climalteranti sia la massimizzazione dell eicienza con cui la biosfera è in grado di sequestrare il carbonio. I modelli previsionali indicano che, sebbene il potenziale di sottrazione di carbonio da parte del suolo e della vegetazione non sia da solo in grado di compensare gli aumenti delle emissioni, la capacità di accumulo di C nella biosfera nei prossimi anni sarà essenziale per mitigare i cambiamenti climatici. Il bilancio del carbonio negli ecosistemi terrestri ha quindi acquisito negli ultimi anni una rinnovata importanza; i soprassuoli forestali potranno giocare un ruolo determinante. Occorre dunque guardare ai boschi come depositi di carbonio che devono essere salvaguardati, ma che, allo stesso tempo, hanno valore economico grazie alla produzione di energia rinnovabile, dato che possono fornire legna da usare in sostituzione dei combustibili fossili per la produzione di energia. Gli ecosistemi terrestri svolgono un importante ruolo all interno del ciclo globale del carbonio e di conseguenza nelle strategie di controllo delle emissioni di gas serra (Ciccarese et al., 2005). Questo ruolo si concretizza attraverso tre tipi di intervento: creazione di nuove foreste; appropriata gestione delle foreste esistenti; uso della biomassa in sostituzione delle fonti fossili e di altri materiali (Brown et al., 1996). Tuttavia, le foreste di nuova formazione sequestrano carbonio intantoché sia raggiunto il limite massimo oltre al quale le perdite dovute a respirazione, morte delle piante, cause esterne di disturbo o a utilizzazioni e altre operazioni forestali, arrivano a bilanciare l attività fotosintetica. Anche il legno estratto dal bosco e trasformato in prodotti legnosi costituisce una riserva inita di carbonio. Quando una supericie forestale non è ripiantata dopo la sua utilizzazione, oppure è perduta in modo permanente, a causa di eventi naturali, la riserva di carbonio è dispersa; lo stesso accade se i prodotti legnosi degradati non sono sostituiti da analoghi prodotti. Al contrario, i beneici derivanti dalla sostituzione dei combustibili fossili con la bioenergia sono irreversibili: quando è prodotta energia da biomassa in sostituzione di una fonte fossile qualsiasi, si evita in maniera permanente l emissione di una certa quantità di gas serra (Tuskan et al., 2001). Il presente lavoro ha due obiettivi. Il primo consiste nella formulazione di un metodo per individuare politiche di gestione sostenibile dei boschi, avendo come ine ultimo la riduzione delle emissioni di gas serra e l aumento del carbonio issato dal sistema forestale. Il secondo obiettivo è quantiicare i beneici ambientali che si 150

151 Sostenibilità e bioenergia: un applicazione del modello CO2FIX ai boschi della Lombardia possono ottenere dalla gestione dei soprassuoli forestali della regione Lombardia attraverso le politiche individuate. Il software CO2FIX CO2FIX V 3.1 (Masera et al., 2003; Schelhaas et al., 2004) è un modello di bilancio del carbonio costituito dai moduli della biomassa, del suolo, dei prodotti, della bioenergia (Fig. 1). Ciascun modulo descrive i lussi di ingresso e di uscita del carbonio, mentre il modulo inale calcola un bilancio complessivo nel sistema forestale. Figura 1: Struttura modulare del modello CO2FIX. Il modulo Biomassa descrive l accrescimento della biomassa forestale a partire dal carbonio assorbito tramite fotosintesi distinguendo tra foglie, rami, fusto e radici. Ognuno di questi comparti è regolato da opportune equazioni che descrivono l accrescimento, la mortalità, il turnover e il taglio della biomassa. Mortalità, turnover e residui del taglio che restano sul terreno alimentano il modulo Suolo, in cui è descritta la decomposizione della biomassa e i relativi lussi di carbonio, dipendenti dalle condizioni climatiche e dalla lettiera. La biomassa rimossa alimenta il modulo 151

152 Giulia Fiorese et al. Prodotti, che descrive gli utilizzi dei prodotti legnosi, tra cui l uso energetico. Questo alimenta il modulo Bioenergia che valuta le emissioni di carbonio evitate grazie alla sostituzione di energia prodotta da combustibili fossili con energia prodotta da biomasse. Il modulo inale di Bilancio del carbonio somma tutti i lussi in ingresso e in uscita dall atmosfera. CO2FIX è uno strumento lessibile e può essere applicato ad una varietà di specie forestali. Il modulo Biomassa è in grado di descrivere sia piantagioni mono-speciiche sia boschi con più specie arboree e con una struttura non omogenea di età (attraverso il Modello coorti). Tutte le variabili utilizzate sono masse di carbonio per ettaro di bosco (tc/ha); per la simulazione della dinamica si utilizza un passo temporale pari a un anno. È possibile convertire le quantità di carbonio della itomassa arborea in tonnellate di sostanza secca per ettaro (t SS /ha) o in metri cubi (m 3 /ha). L output del modello è costituito da due indicatori: il primo esprime le emissioni medie annue di anidride carbonica evitate grazie all utilizzo della biomassa come fonte energetica alternativa al gas naturale e il secondo esprime la quantità media annua di gas serra sequestrato dal sistema forestale (biomassa forestale e suolo). I boschi della Lombardia La supericie forestale totale lombarda si estende su ettari, più di un quarto della supericie regionale. Il 58 % della supericie forestale è costituita da popolamenti puri di latifoglie, il 17 % da formazioni pure di conifere, il 13 % da boschi misti; la parte restante risulta non classiicata (INFC, 2005; ERSAF, 2007). La categoria forestale più difusa tra i boschi di conifere è l abete rosso, tra i boschi di latifoglie le più difuse sono castagneti, ostrieti e carpineti. Circa due terzi della supericie forestale è di proprietà pubblica, il restante è di proprietà privata. Quasi tutta la supericie forestale è soggetta a strumenti di pianiicazione forestale e un quarto della supericie è soggetta a vincoli di tipo naturalistico. Solo un quinto dei boschi ha origine naturale, mentre la gran parte ha origine semi-naturale, dovuta a interventi selvicolturali o a rinfoltimenti. Il 6 % dei boschi presenta un origine artiiciale (rimboschimenti, imboschimenti, piantagioni derivate da semina o da impianto di specie indigene o introdotte). Secondo i dati raccolti nell Inventario Nazionale, circa l 8 % dei soprassuoli forestali si trova in uno stadio giovanile o di rinnovazione, il 61 % in uno stadio adulto e il rimanente 31 % in uno stadio invecchiato. 152

153 Sostenibilità e bioenergia: un applicazione del modello CO2FIX ai boschi della Lombardia I boschi della Lombardia sono oggi in uno stato di parziale abbandono, che ha fatto seguito a secoli di utilizzo spesso eccessivo, con conseguenti situazioni di invecchia mento e di degrado. I prelievi di legname dai boschi sono drasticamente diminuiti dal dopoguerra, anche se c è stata una lieve ripresa dopo gli anni 80. I prelievi variano molto di anno in anno e in Lombardia oscillano tra un minimo di 0,8 nel 2004 e un massimo di 1,8 milioni di m 3 nel 1999 (ISTAT, 2006). La diminuzione del prelievo riduce la pressione a carico degli ecosistemi forestali; tuttavia una ripresa delle attività produttive correttamente svolte potrebbe signiicare la ine dell attuale stato di abbandono. Applicazione di CO2FIX ai boschi della Lombardia Per studiare le alternative di gestione dei boschi della Lombardia sono stati individuati 4 macrosistemi forestali che ricalcano la divisione usata nella cartograia di uso del suolo (ERSAF, 2007): boschi di conifere, boschi di latifoglie (cedui semplici, cedui composti e boschi fustaia-ceduo in cui non è riconoscibile una forma di governo prevalente), boschi misti di conifere e latifoglie (consociazioni di piante di specie diverse in cui non è riconoscibile una prevalenza dei tipi, sia a ceduo sia ad alto fusto), impianti di arboricoltura da legno (impianti ad alto fusto per la produzione del legname e altre legnose agrarie). Per ogni categoria forestale sono stati identiicati i parametri che regolano lo sviluppo della biomassa e i lussi di carbonio, sulla base di dati di letteratura il più possibile vicini ai sistemi forestali individuati. Per quanto riguarda i parametri per il modulo Biomassa, sono stati adottati i valori di capacità portante dello stand e i tassi di crescita, turnover e mortalità ricavati da uno studio APAT (2002). Per il modulo Suolo, il contenuto iniziale di carbonio e la sua evoluzione nel tempo sono stati rielaborati da uno studio che ha stimato il contenuto di carbonio organico negli strati di suolo su tutta la regione (Progetto Kyoto Lombardia, 2008). I parametri sono stati ricavati anche dalle caratteristiche climatiche dell area di studio che determinano l umidità e controllano i fenomeni chimici, isici e biologici all interno del suolo. Nel modulo Prodotti è stato ipotizzato che tutto il tronco sia utilizzato e che solo una parte di rami e foglie sia rimossa (pari al 90 % nel caso della arboricoltura da legno e pari al 70 % per le altre categorie), lasciandone quindi una parte al suolo. Sono stati considerati i lussi di gas climalteranti dovuti alle operazioni di taglio (0,5 kgco 2,eq /t ss ) e di trasporto (0,25 kgco 2,eq /t ss / 153

154 Giulia Fiorese et al. km). Per il modulo Bioenergia è stato ipotizzato di usare le biomasse per produrre energia termica che va a sostituire energia termica prodotta da gas naturale. In tutte le analisi, si é assunto che il contenuto medio di carbonio sia 0,5 tc/ tss di biomassa e il potere caloriico inferiore pari a 16 MJ/kg per tutte le categorie forestali. La massa volumetrica (t ss /m 3 ) invece varia da specie a specie (Tab. I). Tabella I: Valori delle variabili all istante iniziale dell intervallo di simulazione. macrocategoria forestale Massa volumetrica del legno secco (IFNI, 2005) Capacità Portante (APAT, 2002) volume Iniziale (IFNI, 2005) contenuto di carbonio iniziale Valori medi di carbonio organico 100 cm (elab. da Progetto Kyoto Lombardia, 2008) kg/m 3 m 3 /ha m 3 /ha tc/ha tc/ha Boschi di conifere ,7 Boschi di latifoglie ,1 Boschi misti di conifere e latifoglie Impianti di arboricoltura da legno , ,0 Politiche di gestione dei boschi della Lombardia La gestione dei sistemi forestali si può deinire sostenibile quando avviene in forme e a un tasso tali da mantenere la loro biodiversità, produttività, capacità di rinnovazione, vitalità, nonché la loro capacità di fornire, ora e in futuro, rilevanti funzioni ecologiche, economiche e sociali a livello locale, nazionale e globale, senza causare danni ad altri ecosistemi (APAT, 2002). Gli scenari di gestione considerati sono sostenibili per quanto riguarda la conservazione della biomassa: la quantità di biomassa al termine dell intervallo di simulazione è pari o superiore alla quantità iniziale. Le politiche di gestione analizzate sono: 1. Tutela assoluta: si suppone che il bosco evolva in modo naturale, senza efettuare alcun tipo di intervento. 2. Conservazione: ogni anno si rimuove dal bosco una quantità di biomassa che garantisce il mantenimento dello stock di carbonio; si taglia quindi tutto quanto è cresciuto nel corso dell anno. 3. Ciclo lungo, medio e breve: con il primo taglio si porta la densità forestale ad un valore inferiore a quello che permette la massima crescita, in modo da garantire 154

155 Sostenibilità e bioenergia: un applicazione del modello CO2FIX ai boschi della Lombardia una crescita elevata negli anni successivi. Dopo il primo taglio, si hanno tagli ciclici ogni 20, 10 o 5 anni. 4. Massima produzione mantenibile: si porta la biomassa forestale alla densità tale da permettere la massima crescita tra un anno e il successivo. Ogni anno si taglia quanto è cresciuto durante l anno stesso. È quindi possibile formalizzare il problema di ottimizzazione che, per ogni categoria forestale, seleziona la gestione forestale ottima (u ) nell insieme delle sei politiche di gestione U. L obiettivo è massimizzare la somma della quantità media annua di CO 2 issata dal sistema bosco (I bosco ) e la quantità media annua di CO 2,eq evitata grazie alla sostituzione di energia da gas naturale (I evitate ). Per ogni categoria forestale la gestione ottima è quindi determinata risolvendo il problema: max u [I bosco (u) + I evitate (u)] u U Tutte le simulazioni sono state svolte su un intervallo temporale di durata 100 anni, suicientemente lungo da rendere irrilevante il valore dello stato iniziale, nonché aidabile la stima dei valori medi. La tabella II riporta, a titolo di esempio, i valori degli indicatori per la categoria forestale prevalente (boschi di latifoglie) e per ogni politica di gestione. Tabella II: Valori degli indicatori (t CO2,eq/anno) per politica di gestione per i boschi di latifoglie. I evitate I bosco I bosco + I evitate Tutela assoluta 0,00 1,06 1,06 Conservazione 0,72 0,51 1,24 Massima produzione mantenibile 3,38 0,71 4,09 Ciclo lungo 3,41 0,16 3,57 Ciclo medio 3,31 0,23 3,54 Ciclo breve 3,25 0,93 4,18 Potenzialità dei boschi della Lombardia Nota la politica di gestione ottimale per le singole categorie dei boschi della Lombardia, per stimare quale può essere il contributo complessivo alla riduzione delle emissioni di gas serra è necessario valutare le superici interessate. Queste sono state ricavate dalla cartograia di uso del suolo (ERSAF, 2007) ponendo dei vincoli sulla massima pendenza (inferiore al 30 %) e sulle distanze della rete stradale (inferiori 155

156 Giulia Fiorese et al. ai 200 metri). Si tratta di vincoli che possono essere facilmente valutati elaborando la cartograia digitale con un GIS. La tabella III mostra, per ogni categoria forestale, la supericie forestale, la supericie disponibile, la forma di gestione ottimale e la riduzione di gas climalteranti. Tabella III: Superficie forestale totale e disponibile per categoria forestale e riduzione delle emissioni climalteranti per ogni categoria secondo la politica di gestione ottimale. Categoria forestale Superficie forestale regionale (ha) Superficie disponibile (ha) Politica ottima di gestione Emissioni evitate (tco 2,eq/anno) CO 2 sequestrata (tco 2/anno) Boschi di conifere Ciclo lungo Boschi di latifoglie Ciclo breve Boschi misti di conifere e latifoglie Impianti di arboricoltura da legno Massima produzione mantenibile SRF Totale Discussione e conclusioni I prelievi storici dai boschi della Lombardia interessano una supericie pari a circa 11 mila ettari ogni anno e portano alla raccolta di poco meno di un milione di m 3. In media si raccolgono 90 m 3 per ettaro. Secondo le politiche di gestione proposte, invece, i tagli interesserebbero ogni anno una supericie pari a 35 mila ettari circa, per una raccolta totale di poco meno di 500 mila m 3, ovvero circa 14 m 3 per ettaro l anno. Nel quadro di una gestione sostenibile delle superici forestali non c è contraddizione tra lo sviluppo del bosco come accumulatore di CO 2 e l uso del bosco a ini energetici, anzi la sinergia può essere positiva. Non efettuare interventi di taglio non signiica ottenere un ambiente migliore. Dalle analisi condotte è infatti emerso che, lasciando seguire ai boschi le proprie dinamiche evolutive, e rinunciando a qualsiasi attività selvicolturale, si va incontro ad una fase in cui il bosco può addirittura emettere carbonio in atmosfera. La diferenza tra l assorbimento complessivo associato alla soluzione ottima e quello associato alla soluzione senza taglio, costituisce il prezzo, in termini di mancato assorbimento, che la società paga per l abbandono dei boschi. La gestione sostenibile dei boschi lombardi proposta in questo lavoro potrebbe dare un contributo signiicativo al raggiungimento dell obiettivo regionale di ri- 156

157 Sostenibilità e bioenergia: un applicazione del modello CO2FIX ai boschi della Lombardia duzione delle emissioni di gas serra indicato dal Protocollo di Kyoto, con una riduzione di circa 1,46 milioni di tonnellate annue di CO 2,eq, pari a circa il 15 % della riduzione totale necessaria (Progetto Kyoto Lombardia, 2008). Ringraziamenti Il lavoro è stato svolto nell ambito del progetto Consolidamento ECATE Eicienza e Compatibilità Ambientale delle Tecnologie Energetiche inanziato da Regione Emilia-Romagna. Bibliografia APAT (2002) Assorbimento e issazione di carbonio nelle foreste e nei prodotti legnosi in Italia, Rapporti 21/2002, Roma. Brown, S., Sathaye, J., Cannell, M. & Kauppi, P. (1996) Management of forests for mitigation of greenhouse gas emissions. Climate Change 1995: Impacts, Adaptations and Mitigation of Climate Change: Scientiic-Technical Analyses. Contribution of Working Group II to the Second Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Watson, R.T., M.C., Zinyowera, and R.H., Moss (eds.), Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA, Ciccarese, L., Brown, S. & Schlamadinger, B. (2005) Carbon sequestration through restoration of temperate and boreal forests. Restoration of boreal and temperate forests, ERSAF (2007) Destinazione d Uso dei Suoli Agricoli e Forestali della Lombardia. INFC (2005) Inventario Nazionale delle Foreste e dei Serbatoi Forestali di Carbonio. Available at: ISTAT (2006) Utilizzazioni legnose totali e forestali. Available at: Masera, O. R., Garza-Caligaris, J. F., Kanninen, M., Karjalainen, T., Liski, J., Nabuurs, G. J., Pussinen, A., de Jong, B. H. J. & Mohren, G. M. J. (2003) Modeling carbon sequestration in aforestation, agroforestry and forest management projects: the CO2FIX V.2 approach. Ecological Modelling, 164, Progetto Kyoto Lombardia (2008) Per vincere la sida dei cambiamenti climatici e del controllo dei gas serra nella regione più industrializzata d Italia. Ed. Fondazione Lombardia per l Ambiente (ricerca inanziata da Regione Lombardia, Fondazione Lombardia per l Ambiente, APAT e ERSAF Lombardia e promossa da Regione Lombardia, Fondazione Lombardia per l Ambiente e ARPA Lombardia). Schelhaas, M. J., van Esch, P. W., Groen, T. A., de Jong, B. H. J., Kanninen, M., Liski, J., Masera, O., Mohren, G. M. J., Nabuurs, G. J., Palosuo, T., Pedroni, L., Vallejo, A. & Vilen, T. (2004) CO2FIX V 3.1 description of a model for quantifying carbon sequestration in forest ecosystems and wood products. ALTERRA Report Wageningen, he Netherlands. Tuskan, G.A. & Walsh, M.E. (2001) Short-rotation woody crop systems, atmospheric carbon dioxide and carbon management: A U.S. case study. he Forestry Chronicle,

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159 La realtà dei commons in Trentino e Cumbria: Governance sostenibile e resilienza dei sistemi socio-ecologici Commons in Trentino and Cumbria: Sustainable governance and resilience of the social-ecological systems Alessandro Gretter* & Rocco Scolozzi Area Ambiente e Risorse Naturali, Fondazione Edmund Mach, IASMA Research and Innovation Centre, Via Edmondo Mach 1, S. Michele all Adige (TN) *alessandro.gretter@iasma.it Abstract A livello internazionale col termine Commons si indicano tutti quei beni la cui proprietà è della collettività, ossia caratterizzati dagli aspetti del bene pubblico sotto un proilo economico (disponibili in larga misura, proprietà non esclusiva ed escludibilità all utilizzo limitata). A livello globale si può pensare a beni quali l atmosfera oppure le risorse degli ecosistemi marini, ma anche molte altre risorse naturali e servizi ed infrastrutture tecnologiche. La possibilità di diferenziazione spaziale permette di declinare il termine anche su scala nazionale, regionale e locale. In questo caso si può parlare di un insieme di risorse di proprietà collettiva ( Common-pool resource ). La limitazione spaziale della trattazione sarà svolta nel contesto Europeo, ed in particolare al caso delle Alpi Italiane e delle Uplands Inglesi, approfondendo così il confronto tra territori caratterizzati prevalentemente dalla presenza di ecosistemi terrestri montani. Relativamente alle Common Lands di questi territori si è cercato di analizzare le risorse naturali nella loro complessità, mediante un approccio ecosistemico, mettendo in evidenza le relazioni connesse ai beni e servizi forniti dalle risorse naturali. Gli ambiti sono caratterizzati da ecosistemi montani (declinati nelle forme di foreste, aree agricole e collinari) e dalla ricorrenza di una crisi a livello socio-ecologico (spopolamento, marginalità economica e/o sociale, perdita di identità culturale, impatti sulla biodiversità). Per il territorio del Trentino si è realizzata una valutazione economica del patrimonio dei beni di proprietà collettiva applicando i principi del Millennium Ecosystem Assessment. Il caso inglese della regione Cumbria è stato valutato per la capacità del sistema locale di rispondere ai mutamenti imposti dalle dinamiche del mercato. Le evidenze hanno permesso di confrontare gli strumenti atti alla tutela delle risorse naturali e della conservazione dei paesaggi culturali tradizionali. 159

160 Alessandro Gretter & Rocco Scolozzi Le crisi: elementi esogeni ed endogeni Le attese espresse dalla società relativamente alle utilità derivanti dai beni di proprietà collettiva si sono radicalmente modiicate in questi ultimi anni. Se una volta i beni derivanti dalle proprietà delle comunità erano di primaria necessità (legname e allevamento), ora una parte rilevante del loro valore deriva dai nuovi servizi oferti (come la issazione dell anidride carbonica) o attribuendo una valenza a funzioni che erano scarsamente considerate. I beneici derivanti da queste nuove modalità di beni e servizi sono di rilievo non solamente per le comunità locali, che hanno perso il loro status di chiusura ed autarchia, ma anche per gruppi sociali che a volte vivono molto distanti da questi territori. Le politiche ed azioni che, principalmente, i governi locali e le comunità dovrebbero adottare per preservare le caratteristiche delle risorse collettive sono quelle legate ad una modalità di gestione sostenibile delle risorse, seguendo quanto delineato in contributi come Dourojeanni (1993). Ossia contemplando la sostenibilità dell ambiente e delle risorse naturali, la crescita economica delle comunità interessate e l equità sociale. Il non conseguimento in modo simultaneo delle tre precedenti condizioni genera conlitti, tendenzialmente legati ad una visione di ottimizzazione che non ha nel lungo periodo il suo obiettivo e che risulta parziale. In questa prospettiva, innovazioni di tipo gestionale hanno dato lusinghieri risultati in campo ambientale; tra queste ha ricevuto un crescente sostegno l attribuzione dei diritti di proprietà sulle risorse forestali ed idriche alle comunità locali (Baland & Platteau, 1996). Esse hanno infatti forti incentivi nel proteggere l ambiente locale e posseggono al loro interno suicienti risorse per monitorarne l uso in modo eicace. Sotto la guida della FAO e dell UNEP negli ultimi anni molti governi, tra cui India e Nepal, hanno adottato dei modelli di gestione congiunta per le risorse forestali, trasferendo il controllo dallo stato a degli organi localmente eletti. L attività ricreativo-turistica rappresenta uno dei maggiori elementi di conlitto. Facendo riferimento ai servizi ecosistemici, essi sono maggiormente utilizzati proprio dal settore turistico. Nel caso della stazione turistica svizzera di Davos un aumento del 10 % nel settore turistico richiede un aumento dei servizi ecosistemici del 6 % dovuto ad una maggiore domanda per i servizi di protezione idro-geologica e di assorbimento del carbonio (Grét-Regamey & Kytzia, 2007). Questa valutazione risulta però distorta nei confronti della popolazione residente: ad essa, infatti, non viene associato nessun valore diretto come invece succede ai turisti. Infatti il turismo è l incontro tra una popolazione stabile e permanente (i residenti) ed una mutevole (turi- 160

161 La realtà dei commons in Trentino e Cumbria sti), le quali debbono trovare un accordo, simultaneo, su come usare e/o condividere le risorse locali (Bimonte, 2008). A volte approcci volti alla conservazione, rispetto allo sfruttamento, ed in assenza di evidenti tendenze al free riding possono portare a modalità turistiche deinibili come insostenibili, tali da causare il degrado o la scomparsa della risorsa; questo avviene quando i fruitori hanno diferenti attitudini o attese nei confronti della stessa (Bimonte, 2008). In questa prospettiva la capacità socio-economica rappresenta la soddisfazione sociale ed economica della popolazione che risiede nella destinazione rispetto al fenomeno turistico ivi insistente. Una situazione che a volte non viene soddisfatta portando ad avere degli esempi di coesistenza conlittuale attraverso l espulsione dei residenti, specialmente nelle località a maggiore attrazione turistica. Infatti trattare di capacità di carico signiica anche (se non soprattutto) trattare di conlitti sociali, reali o potenziali (Bimonte & Punzo, 2004). Nuovi design principles per validare una gestione efficiente Come appare evidente nelle norme inglesi e trentine recentemente adottate, due sono le priorità da afrontare nel prossimo futuro per gestire i common: da un lato un nuovo modello di sviluppo che tenda a facilitare la self-governance, valorizzando anche nuove esigenze, e dall altro il confronto con designazioni prevalentemente ambientali quali NATURA 2000, imposte dall alto, che potrebbero limitarne le attività. Soluzioni di tipo ottimale non possono essere individuate facilmente e senza alcun costo da autorità esterne; invece ottenere la soluzione giusta è un processo diicoltoso e lungo, che richiede innumerevoli informazioni di tipo temporale e spaziale, nonché una profonda conoscenza delle norme socio-culturali in vigore. La forma ottimale di gestione non è né strettamente privata né pubblica, bensì, come molte organizzazioni di gestione dei common hanno dimostrato, sono un insieme di istituzioni pubbliche e private. Bisogna investire verso soluzioni di gestione multifunzionale dello spazio rurale nate e legate alle comunità locali (Short, 2008). Il crescente interesse ed il riconoscimento dei beni pubblici aferenti ai common richiedono l adozione di pratiche partecipative al ine di ridurre le tensioni esistenti ed incrementare il dialogo. In molti casi si è sperimentato l indebolimento del meccanismo di cooperazione esistente, il deterioramento dell aidabilità delle relazioni di lungo periodo tra i beneiciari delle risorse, che ha scoraggiato gli investimenti (Seabright, 1993). Il ricorso ad approcci innovativi, legati alle comunità depositarie delle conoscenze e capacità locali, potrà 161

162 Alessandro Gretter & Rocco Scolozzi avvenire attraverso la partecipazione, che realizzerà così la gestione adattiva e l approccio ecosistemico. Le tradizionali funzioni economiche non dovranno essere rimosse, anzi per loro sono state sviluppate nei common le forme di gestione più eicienti e sostenibili ed a loro deve essere riconosciuto un ruolo cruciale come fonte di conoscenza per le altre, emergenti, funzioni. I soggetti gestori di beni di proprietà collettiva possono raforzare, attraverso un processo di mediazione, la coerenza delle politiche di gestione delle risorse naturali. L identità collettiva, la auto-percezione e, di conseguenza, le preferenze dei soggetti vengono allora traslati verso gli scopi principali. I design principles delineati da Ostrom (1990) si possono mutare ampliando il concetto di dipendenza dai beni materiali di tipo economico, andando ad estenderla a quelli immateriali e simbolici, ricomprendendo anche le opportunità su scala sociale ed ecologica (Gerber et al., 2008). Inoltre le comunità, sempre più aperte e connesse con il mondo esterno, debbono poter ancora contare sui principi di auto-regolamentazione, perseguendo anche un ampio coinvolgimento degli stakeholders (compresi quelli emergenti ) e sviluppare, congiuntamente ad altri enti e soggetti, politiche adeguate (Short, 2008). La loro eicienza sarà ancora garantita dal basso costo alla comunità nazionale, dall indipendenza rispetto ai conini istituzionali, dalla loro legittimità riconosciuta e dalla profonda conoscenza delle condizioni locali (Gerber et al., 2008). La resilienza dei sistemi socio-ecologici nelle regioni indagate In teoria, nei common le funzioni ecologiche vengono conservate grazie a due condizioni favorevoli: il tradizionale uso estensivo delle risorse che non genera grandi impatti, permettendo il raggiungimento di un equilibrio stabile (o quantomeno garantito dall intervento umano) e la necessità di avere un largo consenso all interno della comunità, relativamente alle regole di gestione, alla base della mancata introduzione di profondi cambiamenti (con conseguenze imprevedibili). I cambiamenti nel tessuto socio-economico e la minor rilevanza delle tradizionali attività di produzione hanno però indebolito questo sistema. La progressiva scomparsa delle attività tradizionali e gli equilibri secolari ad esse collegati potrebbero stimolare lo sviluppo di attività a forte impatto ambientale; inoltre, la prossimità di taluni di questi territori con altri ad elevato tasso di urbanizzazione genera una serie di pressioni, a volte molto intense. 162

163 La realtà dei commons in Trentino e Cumbria D altro canto, però, il ritorno ad uno stato di wilderness potrebbe causare una riduzione in molte delle funzioni non di mercato che oggi la società tende a valorizzare. Nelle Alpi, l abbandono della pratica del pascolo e della silvicoltura comporta l afermarsi di un paesaggio meno attraente e la creazione di habitat con una minore biodiversità e maggiore rischio di incendi (Gios, 2004; Gretter et al., 2010). In questa chiave di lettura, lo sviluppo di scenari, con ipotesi di cambiamenti nell uso del territorio, qualità della vita, popolazione, aspetti climatici e condizioni economiche, può fornire una rappresentazione del possibile futuro. Per valutare la resilienza dei sistemi socio-ecologici si possono ipotizzare dei possibili scenari, per ognuno dei quali sarà individuata la variabile rilevante in termini di politica e di gestione, collegata (Walker & Meyers, 2004). Per i common, essi sono legati per esempio all abbandono, all intensiicazione o all estensivazione di pratiche agro-silvo-pastorali. Gli scenari potranno essere anche inseriti, quale elemento predittivo presunto del futuro, in esercizi di valutazione della resilienza dei sistemi socio-ecologici, delineando così come si evolverà lo spostamento lungo gli stadi di equilibrio e gli shocks che si potranno registrare. Una prima sommaria valutazione della resilienza per i due territori indagati si presenta di seguito, non applicando però in questo frangente molti degli aspetti metodologici precedentemente presentanti, in particolare tralasciando la parte relativa alla prospettiva futura ed alla elaborazione degli scenari. Le aree di indagine Partendo dai principi sopra elencati si è allora cercato di indagare due territori dove la presenza di Commons fosse rilevante rispetto al contesto, individuando il Trentino per la zona alpina e la Cumbria nelle Uplands inglesi (Tab. I). Tabella I: Alcuni dati sui territori indagati. Cumbria Trentino Superficie km² km² Popolazione (2008) % superficie definibile come Commons % superficie designata NATURA (30 con aree protette) 163

164 Alessandro Gretter & Rocco Scolozzi Le aree hanno caratteristiche similari sul piano di estensione (Cumbria km², Trentino km²) e di popolazione presente (Cumbria , Trentino ), oltre che in termini di supericie designata come NATURA 2000 (Cumbria 25 %, Trentino 30 % circa). Il sistema normativo di riferimento rispetto ai terreni e beni classiicabili come Commons è diversiicata ma la loro importanza, sia in termini di supericie (Cumbria 17 % della supericie totale; Trentino 57 %) che di riconoscimento nel contesto sociale e culturale, è preponderante. In sintesi di seguito viene rappresentata in forma di diagramma una prima valutazione della resilienza dei sistemi socio-ecologici di maggiore riferimento, quello forestale per il Trentino e quello degli agro-ecosistemi pascolivi in Cumbria. Trentino Prendendo come variabili di riferimento la consistenza delle foreste trentine e la loro composizione in termini di specie, la vulnerabilità degli ecosistemi forestali ha registrato una diminuzione nell arco di uno spazio temporale della durata di quasi due secoli (Fig. 1). Il ricorso al legname per motivi di opera e, largamente, per le esigenze di riscaldamento ha caratterizzato tutto il periodo del XIX secolo; la pressione maggiore è stata però raggiunta in occasione del primo conlitto mondiale. Già durante il periodo post-bellico sono state poste in essere delle attività di ripristino della consistenza del patrimonio forestale trentino, proseguite anche dopo il secondo conlitto. Proprio a partire dagli anni Cinquanta si sono afermati approcci gestionali che hanno fatto prevalere il ceduo rispetto alla latifoglia e la adozione di pratiche silvicolturali di tipo naturalistico; i risultati si sono visti a distanza di quasi cinquanta anni quando la maggior parte delle foreste trentine ha raggiunto livelli dimensionali, di diversità e di maturità al suo interno in grado di poter resistere alle pressioni ed agli impatti che la colpiscono. 164

165 La realtà dei commons in Trentino e Cumbria Shock Sistemi Socio Ecologici II Guerra Mondiale Valore del capitale Bosco maturo Selvicoltura naturalistica I Guerra Mondiale elevato uso Vulnerabilità Figura 1: Variazione della vulnerabilità nel tempo in Trentino. Cumbria Il capitale dei sistemi socio-ecologici della Cumbria può essere rappresentato dai 3 elementi di maggior rilievo per l attività del Hill-farming : la dimensione dei pascoli disponibili, il numero di addetti e di aziende ed il numero di capi allevati. Il sistema della Cumbria ha assistito ad una riduzione marcata del numero degli addetti nel corso degli ultimi 150 anni, comportando anche l abbandono di aziende e terreni (Fig. 2). Questo si può rappresentare con una forte riduzione del capitale locale ed un costante aumento della vulnerabilità sancita da un tessuto rurale più fragile. Infatti; negli ultimi 30 anni il sistema del Hill farming (e del hefting) ha evidenziato una tendenza che sembra condurlo al collasso. Come indicato in precedenza da Jones (2007), alla luce degli strumenti di politica rurale esistenti oggi non converrebbe infatti mantenere un gregge di pecore e proseguire con le attività tradizionali. 165

166 Alessandro Gretter & Rocco Scolozzi Shock II Guerra Mondiale - spopolamento Valore del capitale Alto numero occupati Terreni in utilizzo I Guerra Mondiale Sistemi Socio Ecologici sussidi 2001 afta epizootica Vulnerabilità Figura 2: Variazione della vulnerabilità nel tempo in Cumbria. Nonostante queste condizioni, il sistema sembra però essersi ristabilito positivamente dall epidemia di afta epizootica che ha colpito l Inghilterra nel 2001, denotando che il livello della resilienza non è del tutto compromesso. Il futuro per la Cumbria presenterà nuove side; infatti secondo le previsioni dei cambiamenti climatici nel 2050, congiuntamente alle azioni socio-economiche del Regional Stewardship, vi sarà una riduzione della supericie a pascolo ed una perdita di biodiversità, specialmente a livello di lora, il tutto a scapito di nuove modalità di uso del territorio come i seminativi o le coltivazioni di biomassa a scopo energetico (Audsley et al., 2008). Il contributo sociale del Hill Farming include l impatto sulla qualità della vita e le opportunità sociali oferte sia alla popolazione locale sia ai visitatori (ricreazione, salute, educazione, ecc ), fattori che condizionano la salute e la qualità della vita degli agricoltori, delle loro famiglie e il coinvolgimento dei contadini nelle comunità locali ed il ruolo delle donne in agricoltura. In questa prospettiva, diviene allora ancora più pressante attivare iniziative su scala di comunità per proteggere i beni pubblici, anche attraverso l ottenimento di nuove risorse inanziarie per le attività agroambientali, congiunte non accessibili spesso ai singoli che ne hanno diritto. 166

167 La realtà dei commons in Trentino e Cumbria Bibliografia Audsley, E., Pearn, K. R., Harrison, P. A. & Berry, P. M. (2008) he impact of future socio-economic and climate changes on agricultural land use and the wider environment in East Anglia and North West England using a metamodel system, Climatic Change, 90, Baland, J. M. & Platteau, J. P. (1996) Halting degradation of Natural Resources. Oxford University Press, USA. Bimonte, S. (2008) he tragedy of tourism resources as the outcome of a strategic game. A new analytical framework. Ecological Economics, 67, Bimonte, S. & Punzo, L. F. (2004) A proposito di capacità di carico turistica. Una breve analisi teorica. EdATS Working Papers Series, 4. Dourojeanni, A. (1993) Procedimientos de Gestión para el Desarrollo Sustentable: Aplicados a Microregiones y Cuencas. Instituto Latinoamericano y del Caribe de Planiicación Económica y Social de las Naciones Unidas (ILPES). Document 89/05/Rev1, Santiago, Chile. Gerber, J. D., Nahrath, S., homi, L. & Reynard, E. (2008) he role of common pool resource institutions in the implementation of Swiss natural resource management policy. International Journal of the Commons, 2 (2), 222. Gios, G. (2004) Il mantenimento della destinazione produttiva, condizione per l eicienza nel paesaggio dalla produzione di beni a quella dei servizi. Archivio Scialoja-Bolla, Gretter, A., Goio, I. & Gios, G. (2010) Beyond Commons: New perspectives and role for common properties. Comparision between Italy and the United Kingdom. Local Economies and Global Competitiveness. Dallago, B., & Guglielmetti, C., (eds). Grêt-Regamey, A. & Kytzia, S. (2007) Integrating the valuation of ecosystem services into the Input-Output economics of an Alpine region. Ecological Economics, 63, Jones, G. (2007) Crofting land matching value and returns? European Conference on Mountain Areas: Towards Integrated Mountain Area development and its recognition in the Common Agricultural Policy Shaping the New European Space. Euromontana, Piatra Neamt (Romania), 4-6 ottobre Ostrom, E. (1990) Governing the Commons. he evolution of institutions for collective actions. Oxford University Press, New York. Seabright, P. (1993) Managing Local Commons: theoretical issues in incentive design. Journal of Economic Perspectives, 7, Short, C. (2008) he traditional commons of England and Wales in the twenty-irst century: meeting new and old challenger. International Journal of the Commons, 2 (2), Walker, B. & Meyers, J. A. (2004) hresholds in ecological and social-ecological systems: A developing database. Ecology and society, 9 (2),

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169 Andamento delle fioriture di cianoficee nel lago Trasimeno ( ) Trend of Cyanophyte Blooms in the Trasimeno Lake ( ) Rosalba Padula* & Linda Cingolani ARPA Umbria, Via Pievaiola str.san Sisto, Perugia Abstract Il lavoro ha come obiettivo la valutazione dell evoluzione delle comunità algali nelle acque del lago Trasimeno e lo studio delle possibili cause del fenomeno. È stato osservato come dal 1990 si siano veriicate ioriture di Cianobatteri, con modiicazioni nella composizione delle comunità nel corso degli anni. Nel 1990 la maggior parte delle popolazioni algali erano costituite principalmente da Phormidium spp e Oscillatoria tenuis; attualmente le specie individuate con più frequenza risultano Cylindrospermopsis raciborskii e Planktothrix agardhii, potenziali produttori di tossine. La concentrazione di cloroilla a, indicatore della presenza di cianoicee, durante gli anni ha subito costantemente delle impennate durante le ioriture di alghe azzurre in tutte le stazioni di controllo. Le prove di tossicità su topo, tuttavia, non hanno mai mostrato situazioni di pericolosità per la balneazione. Il ritrovamento, in alcuni anni, di microcistina ha indotto le autorità sanitarie a dismettere l uso idropotabile delle acque del lago. Le cause delle ioriture algali sono state individuate negli scarichi civili trattati e non, immessi nel lago e nelle pratiche di fertirrigazione praticate dalle attività zootecniche. Vengono indicate alcune proposte per limitare il degrado del lago Trasimeno. Introduzione Il problema delle ioriture algali conseguente ai fenomeni di eutroizzazione è sotto l attenzione delle autorità nazionali ed internazionali. È noto, infatti, come molte specie di cianobatteri possano produrre sostanze altamente tossiche o cancerogene per l uomo e gli animali in particolari condizioni ambientali (Carmichael, 1989). L ARPA Umbria è impegnata in dal 1988 in programmi di sorveglianza sull eutroizzazione del lago Trasimeno. Una delle attività più signiicative riguarda il controllo delle cianoicee, con particolare riguardo alle ioriture estive e alla eventuale produzio- 169

170 Rosalba Padula & Linda Cingolani ne e rilascio nell ambiente acquatico di sostanze tossiche e/o cancerogene. Scopo del presente lavoro è quello di veriicare l evoluzione delle comunità cianobatteriche negli anni, segnalare eventuali incrementi di popolazioni potenzialmente tossiche, individuare le cause che ne scatenano i bloom estivi. La presente indagine si inquadra in un disegno di prevenzione più ampio volto alla tutela della salute pubblica e ambientale. Materiali e metodi Area di Studio Caratteristiche idrologiche e morfologiche Il lago Trasimeno con i suoi 124 km 2 di supericie rappresenta, per ampiezza, il quarto lago italiano e il primo dell area peninsulare. È un lago laminare di origine tettonica, poco profondo (h max. 6,5 m) e privo di emissari. Dagli anni novanta il lago non raggiunge la quota di sioro e non ha pertanto un eluente, fenomeno che annulla il ricambio delle acque. Le ridotte dimensioni dell area di drenaggio, la scarsità di precipitazioni atmosferiche sull area ( mm pioggia /anno) e la modesta portata dei corsi d acqua tributari concorrono a ridurre gli apporti idrici al lago. Pressioni Antropiche Popolazione La pressione inquinante esercitata dalla popolazione residente nel bacino (circa abitanti, Fonte ISTAT 2001) tende ad aumentare notevolmente nel periodo estivo a causa delle presenze turistiche. In tale stagione, pertanto, le condizioni del lago diventano più problematiche. Scarichi civili ed industriali Gli scarichi civili vengono trattati da 5 impianti di depurazione a fango attivo per circa a.e. Il rapporto tra popolazione e abitanti trattati indica la presenza sul territorio di frazioni e case sparse servite da fosse Imhof per circa abitanti. Per quanto riguarda gli scarichi industriali, negli ultimi anni si è rilevato un incremento delle piccole imprese e una progressiva sostituzione delle attività manifatturiere, con aziende artigianali delocalizzate in tutto il bacino (Bozza Piano di tutela delle Acque della Regione Umbria, 2006). Il loro contributo all inquinamento è comunque di tipo organico, similmente ai carichi apportati dai relui civili. 170

171 Andamento delle fioriture di cianoficee nel lago Trasimeno ( ) Aziende zootecniche L impatto derivante dai relui provenienti dagli allevamenti zootecnici è legato soprattutto alla presenza di circa capi di suini concentrati prevalentemente nel comune di Castiglione del Lago. Entro il bacino sono stati registrati anche allevamenti di tacchini con capi, polli con capi, bovini con capi ed equini con 80 capi (Fig. 1). Figura 1: Localizzazione delle aziende zootecniche e delle aree utilizzate per la fertirrigazione. Prelievi idrici L uso della risorsa idrica avviene sia per prelievi diretti che per attingimento dalle falde circumlacuali, destinati prevalentemente al settore agricolo. Settore agricolo Le aree più interessate dall agricoltura intensiva, richiedente l uso di presidi sanitari, sono situate nella zona pianeggiante tra Castiglione del Lago e S. Arcangelo, coltivata prevalentemente a seminativi. 171

172 Rosalba Padula & Linda Cingolani Aree vulnerabili Tutto il bacino idrograico del lago Trasimeno è stato dichiarato vulnerabile ai nitrati. Programma di sorveglianza Il controllo dell eutroizzazione è stato attuato secondo il D.M. 17 giugno 1988 su sette punti di campionamento (Tab. I), mediante prelievi quindicinali nel periodo giugno-settembre e mensili nel periodo ottobre-marzo. Tabella I: Elenco stazioni di campionamento. Cod. Arpa Stazione Comune TRS30 Centro lago Castiglione del lago TRS7 Anguillara Castiglione del lago TRS9 Macerone Tuoro TRS11 Paganico Castiglione del lago TRS23 Rio Pescia Castiglione del lago TRS25 Lido Arezzo Pineta Castiglione del lago TRS19 Spiaggia Albaia magione Il monitoraggio prevede il rilevamento di parametri chimico-isici (ph, temperatura, trasparenza, conducibilità a 25 C, alcalinità, % saturazione, DO, azoto totale, azoto ammoniacale, azoto nitroso, azoto nitrico, ortofosfato, fosforo totale, cloroilla a, silice, cloruri, solfati, solidi disciolti) e indagini sulle popolazioni di cianobatteri. I parametri presi in considerazione nel lavoro sono quelli ritenuti più signiicativi per deinire lo stato di eutroizzazione del corpo idrico: cloroilla a, popolazioni itoplanctoniche e trasparenza. Il conteggio e il riconoscimento delle specie algali potenzialmente tossiche e la determinazione della cloroilla a, principale pigmento fotosintetico delle cianoicee, vengono eseguiti secondo le indicazioni contenute nella Nota del Ministero della Sanità IX 400.4/13.1/3/562 del 9 aprile La trasparenza è determinata secondo il metodo APAT CNR IRSA 2120 Man.29,

173 Andamento delle fioriture di cianoficee nel lago Trasimeno ( ) Risultati Dal 1992 è stato notato come le comunità itoplantoniche del lago tendessero ad arricchirsi sempre più di alghe azzurre ilamentose nel periodo tardo-estivo, ino alla manifestazione di vere e proprie esplosioni per tutto lo spessore dello specchio lacustre (h. max 6,5 m). Dall analisi dei valori riscontrati per ogni stazione di campionamento risulta che, nel periodo in esame, le concentrazioni di Chl-a e cianobatteri hanno raggiunto valori signiicativamente elevati (Fig. 2). A partire dal 2003 i valori estivi di Chl-a aumentano pressoché contemporaneamente in tutti i punti di campionamento. 173

174 Rosalba Padula & Linda Cingolani Figura 2: Andamento della Chl-A e delle cianoficee nei sette punti di campionamento. Più di una volta i valori di Chl-a hanno superato i 20 µg/l nei mesi di agosto e settembre. Negli anni addirittura le concentrazioni massime registrate hanno superato i 50 µg/l, nelle stazioni di fronte a Monte del Lago e ai fossi Anguillara e Macerone, Nella tabella II vengono mostrate le specie riscontrate più frequentemente: Cylindrospermopsis raciborskii, Planktothrix agardhii, Aphanizomenon spp., Geitlerinema spp, Leptrolyngbya spp. Tabella II: Popolazione di cianobatteri più frequentemente rilevati durante gli anni Anabaenopsis spp. X X X X X Aphanizomenon spp. X X X X X X X Aphanizomenon flos-aquae X X X Aphanizomenon issatschenkoi X Phormidium spp. X X X X Planktothrix agardhii X X X X X X X Oscillatoria tenuis X X X X Microcystis spp. X X Microcystis aeruginosa X X X Cylindrospermopsis raciborskii X X X X X X X X Anabaena circinalis X Geitlerinema spp. X X X X X X X Leptolyngbya spp. X X X X X X X 174

175 Andamento delle fioriture di cianoficee nel lago Trasimeno ( ) Poiché Cylindrospermopsis raciborskii è stata notata solo a partire dal 2002, in igura 3 viene mostrato l andamento della cianoicea dal momento della sua comparsa ino all anno Figura 3: Andamento del Cylindrospermopsis raciborskii nel periodo Poiché i campioni non conformi per trasparenza sono andati aumentando negli anni, è stata efettuata una correlazione lineare tra il numero medio stagionale (giugno-settembre) dei campioni non conformi e i valori medi stagionali di Chl-a; ciò allo scopo di veriicare se la torbidità dell acqua fosse legata alle insorgenze delle esplosioni algali (Fig. 4). Figura 4: Confronto tra andamento della Clorofilla a e % di campioni non conformi per trasparenza. 175

176 Rosalba Padula & Linda Cingolani I carichi inquinanti misurati sui fossi aferenti al lago sono mostrati in igura 5. I carichi inquinanti veicolati dagli impianti di depurazione vengono mostrati in tabella III. Figura 5: Carichi medi annuali di COD, azoto e fosforo veicolati dai fossi tributari nel lago ( ). 176

177 Andamento delle fioriture di cianoficee nel lago Trasimeno ( ) Tabella III: Stima dei carichi annuali immessi (kg/anno) dai depuratori nel lago Trasimeno Anni 2001/2002. Sottobacino Trasimeno Abitanti serviti di progetto Abitanti serviti di esercizio BOD N tot 2001 SS 2001 P tot 2001 BOD N tot 2002 SS 2002 P tot 2002 Passignano - Le Pedate C.del Lago - Pineta C.del Lago - Bonazzoli Magione - S. Arcangelo n.d. n.d. n.d. n.d Totale Discussione Dai dati ottenuti risulta che la ioritura delle cianoicee è stata più elevata nelle aree lacustri antistanti i punti di conluenza del Fosso Macerone, Rio Pescia, Fosso Paganico, e nella zona centrale del lago. L esplosione algale si manifestava in modo considerevole per tutto lo spessore dell acqua. I periodi critici, in cui la crescita di cianobatteri raggiungeva valori molto elevati, si manifestavano da agosto e settembre, a volte con picchi bimodali trascinati ino al periodo invernale. Dal 2002 la presenza del Cylindrospermopsis raciborskii si è consolidata, raggiungendo valori particolarmente elevati negli anni 2004, 2005 e 2006, con un andamento medio stagionale vicino ai il-col/l e valori puntuali superiori a il-col/l. A partire dal 1997 le rilevanti presenze estive di Planktothrix agardhii, Aphanizomenon spp., Geitlerinema spp., e Leptrolyngbya spp. sembrano essersi stabilizzate, almeno ino al termine del periodo esaminato. La rilevante presenza di cianobatteri potenzialmente tossici ha imposto di provvedere ogni anno all esecuzione di test di tossicità. I test su topo sono sempre risultati negativi. Solo nel 2003 e nel 2004 alcuni campioni in entrata al potabilizzatore hanno presentato presenza di Microcistrina LR, sebbene in concentrazioni non superiori a 0,21 µg/l, al di sotto del limite di pericolosità stabilito dall OMS (1 µg/l). Tuttavia, per motivi di prevenzione, il potabilizzatore dell acqua lacustre è stato disattivato. I valori estivi particolarmente elevati di Chl-a (presente in modo rilevante nei cianobatteri), hanno avvalorato l insorgenza, la stabilizzazione e, quindi, la rilevanza sanitaria dei bloom di cianoite. L andamento delle concentrazioni di Chl-a, infatti, ha accompagnato quasi fedelmente quello delle colonie algali, tanto che i valori 177

178 Rosalba Padula & Linda Cingolani maggiori sono stati riscontrati proprio presso le stazioni in cui le ioriture si mostravano più consistenti (aree di fronte ai fossi e centro lago). Il fenomeno si era già manifestato durante gli anni 90, quando alla prevalenza di cloroicee nel itoplancton estivo (Moretti, 1958; Cingolani, 2000) si andava sostituendo una netta dominanza di cianoicee. In quegli anni, evidentemente, si stavano veriicando le condizioni favorevoli alle esplosioni di alghe azzurre: alta temperatura dell acqua, illuminazione prolungata e immissione consistente di nutrienti. Il trattamento statistico dei dati relativi al numero dei campioni non conformi per la torbidità e i corrispondenti valori di Chl-a ha messo in evidenza una correlazione lineare positiva (r = 0,8). Benché il valore non risulti particolarmente signiicativo, tuttavia, l indice di correlazione risulta abbastanza elevato se si considera il grande range di variabilità insito nelle indagini svolte in campo. Non sarebbe fuori luogo sostenere l esistenza di un rapporto tra la proliferazione delle cianoicee (non di rado visibili ad occhio nudo per la formazione di densi iocchi e schiume) e l intorbidamento estivo delle acque del Trasimeno. In sintesi, le principali cause delle ioriture estive di cianoicee possono essere attribuite: alle peculiarità del bacino (ridotta profondità, scarsità di precipitazioni atmosferiche, modestissima portata dei corsi d acqua aferenti, mancato ricambio delle acque); al consistente alusso di nutrienti e carichi organici veicolati dagli scarichi civili che, se pur trattati, convogliano continuamente inquinanti nel lago, come mostrato nella tabella II; al notevole carico zootecnico localizzato nelle aree agricole per efettuare pratiche di fertirrigazione; ai fenomeni di lisciviazione derivanti dall uso del liquame utilizzato in fertirrigazione (Cingolani et al., 2005). Dagli studi efettuati nel lavoro citato risulta chiaramente come la contaminazione derivante dalla fertirrigazione rivesta un importanza cruciale, dato che pesanti carichi di contaminanti vengono veicolati dai fossi tributari come già mostrato in igura 6, da cui risulta evidente come i carichi azotati risultino molto elevati in quei fossi nelle cui vicinanze sono situati allevamenti suinicoli (Fig.1). Per la salvaguardia del lago, che da qualche anno è stato designato Parco Regionale (Regione Umbria, 1995-agg.2007), occorrerebbe intervenire con azioni che, an- 178

179 Andamento delle fioriture di cianoficee nel lago Trasimeno ( ) che gradualmente, riportino se non alle condizioni degli anni almeno ad una signiicativa diminuzione dei bloom di alghe potenzialmente tossiche. Ciò potrebbe essere raggiunto, con minori preoccupazioni per la salute pubblica, attraverso: promozione e incentivazione di sistemi innovativi di compostaggio che non prevedono emissioni di relui, da sostituire alle pratiche di fertirrigazione (già in uso in modo molto limitato nel bacino); graduale eliminazione dell immissione diretta degli scarichi dei depuratori civili; promozione di ricerche inalizzate all utilizzo dei relui civili per uso irriguo; applicazione del Codice di Buona Pratica Agricola; una sorveglianza più stringente dell evoluzione dell ecosistema lacustre, inalizzata alla salvaguardia dell ambiente, alla valorizzazione delle vocazioni tipiche del lago e alla tutela della salute pubblica. Bibliografia Carmichael, W.W. (1989) Freshwater cyanobacteria (blue-green algae) toxins. Natural Toxins: Characterization, Pharmacology and herapeurix. Pergamon Press, London, Cingolani, L. (2000) Fioriture algali potenziali produttrici di tossine. Problemi di contenimento della crescita delle alghe e neutralizzazione delle tossine nei processi di potabilizzazione. Regione Umbria. Cingolani, L., Charavgis, F., Neri, N. & Notargiacomo, T. (2005) Monitoraggio Qualitativo dei Corsi d Acqua Supericiali. Piano Stralcio per il Lago Trasimeno. Regione Umbria. ISTAT (2001) Censimento Istituto Nazionale di Statistica. Moretti, G. (1958) Il lago Trasimeno. Tre anni di studi idrobiologici. Rivista di Idrobiologia, Perugia. Regione Umbria (1995) L.R , aggiornata con L.R Regione Umbria (2006) Bozza del Piano di Risanamento delle Acque. 179

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181 Risposta fotosintetica di alcune specie macroalgali in ambiente acidificato Photosynthetic response of some algal species to water acidification Lucia Porzio 1,2 *, Maurizio Lorenti 1, Carmen Arena 2 & Maria Cristina Buia 1 1 Laboratorio di Ecologia Funzionale ed Evolutiva, Stazione Zoologica Anton Dohrn, Villa Comunale, Napoli 2 Dipartimento di Biologia Strutturale e Funzionale, Università di Napoli Federico II, Via Cinthia 4, Napoli *lucia.porzio@szn.it Abstract A causa delle continue emissioni di biossido di carbonio nell atmosfera, è stata stimata per il 2100 una diminuzione del ph della supericie oceanica di circa 0,5 unità. Le ricerche efettuate ino ad oggi in questo ambito non consentono di trarre conclusioni univoche sugli efetti che l acidiicazione del mare può provocare sulle comunità bentoniche. Per fornire un contributo a questa tematica, uno studio di tali efetti sulla componente macroalgale, particolarmente vulnerabile alle modiicazioni di origine antropica, è stato intrapreso in un sito naturalmente acidiicato per la presenza di emissioni di CO 2 sottomarine. In questo lavoro è stata caratterizzata l attività fotochimica, come marcatore di eicienza fotosintetica, di alcune specie macroalgali presenti lungo il gradiente naturale di acidiicazione. I dati preliminari mostrano che le specie studiate hanno una diversa capacità di utilizzare la radiazione luminosa assorbita nei processi fotochimici ed una diferente ripartizione di tale energia nei processi nonfotochimici. Introduzione Il continuo aumento della concentrazione di biossido di carbonio in atmosfera, per efetto delle sempre più abbondanti emissioni antropiche, sta determinando un cambiamento signiicativo della temperatura con efetti sul clima a livello planetario. Ripercussioni sono attese anche per quanto riguarda i sistemi acquatici. È stato infatti stimato che l incremento di CO 2 in ambiente marino potrebbe provocare fenomeni di acidiicazione, ovvero un abbassamento del ph del mare di circa 181

182 Lucia Porzio et al. 0,5 unità entro il 2100 (IPCC, 2001), portando a conseguenze incontrollabili negli oceani. L ambiente bentonico costiero risulta essere particolarmente vulnerabile alle perturbazioni di origine antropica (Airoldi et al., 2007). In tale sistema le macroalghe giocano un ruolo strutturale e funzionale molto importante, poiché costituiscono la base della rete troica; pertanto ogni modiicazione nella loro abbondanza e composizione provoca alterazioni non solo a carico delle comunità ad esse associate ma dell intero ecosistema. Fino ad oggi pochi studi sono stati realizzati per valutare gli efetti a lungo termine del cambiamento di ph sulle comunità macroalgali bentoniche e per lo più hanno riguardato esperimenti efettuati in laboratorio su pochi organismi chiave (Beer et al., 1996; Kübler et al., 1999; Menéndez et al., 2001). Nell isola di Ischia (Golfo di Napoli) è presente un sito caratterizzato da emissioni naturali sottomarine di CO 2, a temperatura ambiente che determinano un gradiente di ph (Hall-Spencer et al., 2008). Tale sito, unico nel suo genere, è da considerarsi come un laboratorio naturale in cui studiare le risposte a lungo termine dell acidiicazione sulle comunità bentoniche costiere. In questo lavoro è stata valutata, sia in situ che in laboratorio, l inluenza del ph sull eicienza fotosintetica di alcune specie macroalgali presenti in zone a diferente grado di acidiicazione. Materiali e metodi Il sito di studio L area in cui è stato condotto questo studio è situata a Ischia, nel Golfo di Napoli presso il Castello Aragonese ( N; E). La particolarità del sito è dovuta all emissione sottomarina di CO 2 di origine vulcanica che determina un gradiente di ph da circa 8,1 a 6,7 unità (Hall-Spencer et al., 2008). In questo sito sono stati identiicati 3 sub-siti con diferente grado di acidità dove, a specie come Dictyota dichotoma var. intricata, presente lungo tutto il gradiente, si contrappongono taxa con una ripartizione più limitata, come Sargassum vulgare, presente solo nella zona più acidiicata, e Jania rubens, presente quasi esclusivamente a ph maggiore di 8 (Porzio et al., in preparazione). Misure di eicienza fotosintetica. Lo stress indotto dall acidiicazione sull apparato fotosintetico è stato valutato, sia in laboratorio che in situ, misurando alcuni 182

183 Risposta fotosintetica di alcune specie macroalgali in ambiente acidificato indici fotochimici in funzione dell irradianza per mezzo di un luorimetro a luce modulata (Diving-PAM, Walz, Germany). Prima di efettuare le misure di luorescenza in situ, il luorimetro è stato tarato in laboratorio, impostando alcuni parametri come: intensità e durata del pulse saturante, il range di irradianze utilizzate per ciascuna specie e distanza del campione dalla ibra ottica. La caratterizzazione fotochimica è stata condotta in laboratorio su cinque specie macroalgali, due alghe brune (Phaeophyceae) Dictyota dichotoma var. intricata e Sargassum vulgare, e tre alghe rosse calcaree (Corallinaceae) Jania rubens, Corallina elongata e Amphiroa rigida; la caratterizzazione in situ è stata condotta su Dictyota dichotoma var. intricata, Sargassum vulgare e Jania rubens, per la maggiore abbondanza nel loro ambiente naturale. L attività fotochimica, misurata in funzione dell irradianza (Photosynthetic Photon Flux Density, PPFD, µmol di fotoni m -2 s -1 ), è stata analizzata attraverso i seguenti indici: resa quantica del trasporto elettronico lineare (F PSII ), attività di trasporto elettronico (ETR), quenching fotochimico (qp) e quenching non fotochimico (qn). qp e qn sono stati calcolati secondo van Kooten e Snel (1990) mentre FP- SII secondo Genty et al. (1989). La massima eicienza fotochimica del PSII (rapporto F v /F m ) è stata misurata su campioni adattati al buio per 10 minuti e rappresenta un importante indicatore per valutare l insorgenza di eventuali condizioni di stress in organismi autotroi. La signiicatività delle diferenze è stata saggiata attraverso l analisi della varianza (ANOVA ad una via). Risultati e discussione L analisi degli indici fotochimici ha permesso, per le diferenti specie macroalgali, di valutare l eicienza di conversione della luce nel processo fotosintetico e la ripartizione dell energia luminosa assorbita dai fotosistemi nei processi fotochimici e non fotochimici. Dalle misure condotte in laboratorio si evince che le Phaeophyceae presentano valori signiicativamente più elevati (P < 0,01) di F PSII, ETR e qp rispetto alle Corallinaceae (Fig. 1). L attività fotochimica più elevata riscontrata nelle Phaeophyceae è indice del fatto che tali gruppi algali posseggono un apparato fotosintetico che si mostra più eiciente nell utilizzare la radiazione luminosa assorbita in processi fotochimici rispetto alle specie calcaree. I più alti valori di qn riscontrati nelle due Corallinaceae suggeriscono che le specie calcaree possano dissipare in processi non-fotochimici la radiazione luminosa assorbita in eccesso. 183

184 Lucia Porzio et al. Caratteristiche intrinseche diverse tra Phaeophyceae e Corallinaceae emergono anche dall analisi della massima eicienza fotochimica del PSII (F v /F m ) (Fig. 2). Dictyota dichotoma var. intricata Sargassum vulgare Corallina elongata Amphyroa rigida Jania rubens Figura 1: Resa quantica del trasporto elettronico lineare (FPSII), attività di trasporto elettronico (ETR), quenching fotochimico (qp) e quenching non-fotochimico (qn), nelle specie D. dichotoma, S. vulgare, J. rubens, C. elongata e A. rigida in funzione dell irradianza (PPFD, µmol di fotoni m -2 s -1 ) misurate in laboratorio a ph > 8. I dati riportati sono medie ± errore standard di n = 4. J. rubens A. rigida C. elongata S. vulgare D. dichotoma F v /F m Massima efficienza fotochimica del PSII (F Figura 2: v/f m) misurata in laboratorio, a ph > 8, nelle specie D. dichotoma, S. vulgare, J. rubens, C. elongata e A. rigida. I dati riportati sono medie ± errore standard di n =

185 Risposta fotosintetica di alcune specie macroalgali in ambiente acidificato Infatti le Phaeophyceae hanno mostrato valori di F v /F m signiicativamente più elevati (P < 0,05) rispetto alle Corallinacee, indicando una maggiore potenzialità di conversione della luce nei centri di reazione. Diversamente dai dati raccolti in laboratorio, dove le variazioni degli indici fotochimici non erano imputabili al ph ma solo a diferenze intrinseche tra specie, le misure in situ hanno permesso di valutare l efetto dell acidiicazione sull apparato fotosintetico. In igura 3 sono mostrati i valori di F PSII, ETR, qp e qn registrati in situ: per D. dichotoma a ph normale (8.06) ed acido (6.72), per S. vulgare a ph acido e per J. rubens a ph normale. Dictyota dichotoma var. intricata ph 6.72 Dictyota dichotoma var. intricata ph 8.06 Sargassum vulgare ph 6.72 Jania rubens ph 8.06 Figura 3: Resa quantica del trasporto elettronico lineare (FPSII), attività di trasporto elettronico (ETR), quenching fotochimico (qp) e quenching non-fotochimico (qn), misurati in rapporto all irradianza (PPFD, µmol di fotoni m -2 s -1 ) in situ nelle specie: D. dichotoma cresciuta a ph acido (6,72) e normale (8,06), S. vulgare cresciuto a ph acido e J. rubens cresciuta a ph normale. I dati riportati sono medie ± errore standard di n = 9. Dai dati raccolti in situ si evince che le tre specie esaminate non mostrano differenze signiicative per gli indici F PSII e ETR. In D. dichotoma l attività fotochimica non risulta inluenzata dalle variazioni di ph; i valori degli indici misurati in D. dichotoma sono simili a quelli per S. vulgare, indicando una equivalente capacità di 185

186 Lucia Porzio et al. convertire energia luminosa nel processo fotosintetico. J. rubens mostra invece valori signiicativamente più elevati (P < 0,05) di qp e qn rispetto alle due Phaeophyceae in tutto il range di PPFD esaminato, discostandosi dal comportamento osservato in laboratorio. Una possibile spiegazione potrebbe derivare dal fatto che questa alga rossa occupa nel sito di studio una zona più supericiale, trovandosi pertanto più esposta alla radiazione luminosa. Ciò potrebbe aver indotto un fenomeno di acclimatazione dell apparato fotosintetico alla luce che potrebbe essere alla base della maggiore attività fotochimica riscontrata. Per quanto riguarda la massima eicienza fotochimica del PSII (Fv/Fm) misurata in situ, nessuna diferenza è emersa tra D. dichotoma cresciuta a diferenti valori di ph e S. vulgare cresciuto a ph acido, indicando una eicienza fotochimica potenziale comparabile per le due specie (Fig. 4). Al contrario valori signiicativamente più bassi (P < 0,05) sono stati misurati in J. rubens. J. rubens ph 8.06 S. vulgare ph 6.72 D. dichotoma ph 6.72 D. dichotoma ph 8.02 F v /F m Figura 4: Massima efficienza fotochimica del PSII (Fv/F m) misurata in situ, nelle specie: D. dichotoma cresciuta a ph acido (6,72) e normale (8,06), S. vulgare cresciuto a ph acido e J. rubens cresciuta a ph normale. I dati riportati sono medie ± errore standard di n=9. I dati, pur se preliminari, suggeriscono che la diversa attività fotochimica riscon trata nei campioni analizzati in laboratorio rilette caratteristiche intrinseche proprie delle diferenti specie. In situ, l eicienza fotochimica maggiore di 0,60 (Fig. 3) in D. dichotoma ad entrambi i valori di ph suggerisce l indiferenza di questa specie all acidiicazione e la sua plasticità nell adattarsi ai diversi ambienti. I valori comparabili di Fv/Fm in S. vulgare e D. dichotoma indicano che entrambe le specie risultano ben adattate a ph acido poiché il loro apparato fotosintetico non mostra una situazione di stress. 186

187 Risposta fotosintetica di alcune specie macroalgali in ambiente acidificato Con questo studio sono state poste le basi per ulteriori approfondimenti sugli efetti dell acidiicazione sulla funzionalità dell apparato fotosintetico. La molteplicità delle variabili che intervengono in situ rende necessari ulteriori esperimenti per fornire una risposta univoca sull inluenza che il ph esercita sui processi fotochimici e non fotochimici nelle diverse specie. Bibliografia Airoldi, L. & Beck, M. W. (2007) Loss, status and trends for coastal marine habitats of Europe. Oceanography and Marine Biology: an Annual Review, 45, Beer, S. & Koch, E. (1996) Photosynthesis of marine macroalgae in globally changing CO 2 environments. Marine Ecology Progress Series, 141, Genty, B., Briantais, J. M. & Baker, N. R (1989) he relationship between the quantum yield of photosynthetic electron transport and quenching of chlorophyll luorescence. Biochim. Biophys. Acta, 990, Hall-Spencer, J. M., Rodolfo-Metalpa, R., Martin, S., Ransome, E., Fine, M., Turner, S. M., Rowley, S. J., Tedesco, D. & Buia, M-C. (2008) Volcanic carbon dioxide vents show ecosystem efects of ocean acidiication. Nature, 454, IPCC (2001) he third assessment report of the Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC). Cambridge University Press, Cambridge, UK, and New York, USA. Kübler, J.E., Johnston, A.M. & Raven, J.A. (1999) he efects of reduced and elevated CO 2 and O 2 on the weed. Lometaria articulata. Plant Cell and Environment, 22, Menéndez, M., Martinez, M. & Comín, F. A. (2001) A comparative study of the efect of ph and inorganic carbon resources on the photosynthesis of three loating macroalgae species of a Mediterranean coastal lagoon. Journal of Experimental Biology and Ecology, 256, Porzio, L., Buia, M. C. & Spencer-Hall, J. (in preparazione) Natural ph gradient efects on a shallow macroalgal community. van Kooten, O. & Snel, J. F. H. (1990) he use of chlorophyll luorescence nomenclature in plant stress physiology. Photosynth. Res., 25,

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189 Towards the definition of a Zone of Interaction of protected areas to quantify and monitor the human impact on biodiversity Verso la definizione di una Zona di Interazione delle aree protette per quantificare e monitorare l impatto antropico sulla biodiversità Francesco Rovero 1 * & Ruth DeFries 2 1 Biodiversità Tropicale, Museo Tridentino di Scienze Naturali, Via Calepina 14, Trento 2 Ecology, Evolution, and Environmental Biology, Columbia University, New York (USA) *francesco.rovero@mtsn.tn.it Abstract he current biodiversity crisis imposes to understand the efects of human activities on biodiversity. Yet, studies that include human impact in analysis of biodiversity changes remain scant. It appears especially critical to formalize how biodiversity monitoring data, obtained from local scales (plot), can be integrated in the broader context (landscape), potentially global, where the anthropogenic efects fall. In the attempt to ill this gap, a working group of scientists called by the pan-tropical programme TEAM (Tropical Ecology, Assessment and Monitoring) of Conservation International established to monitor humid tropical forests through standard protocols proposed a framework to delineate a Zone of Interaction (ZoI) that includes human inluence in biodiversity monitoring. he present contribution summarizes the approach and criteria to delineate the ZoI, which is potentially applicable to any coupled humannatural system. It also summarizes the results from a practical example of ZoI in an area in Tanzania, the Udzungwa Mountains, which is of extraordinary importance for biodiversity. he case study shows that diferences between forest mammal populations, especially primates, are related to anthropogenic disturbance in the ZoI, thus validating the relevance of such approach. From a methodological perspective the need emerges for integrating human disturbance data taken on the ground (e.g. hunting, tree cutting) with satellite data derivable for larger scales (e.g. ires, human density, land use). 189

190 Francesco Rovero & Ruth DeFries Introduction he negative impact of human activities on biodiversity is widely recognized, and as such eforts have been made to analyse changes in biodiversity while incorporating the efect of human inluence. However, the processes through which human activities around biodiversity areas afect species and populations at particular sites remain often poorly understood, and more work is clearly needed. Despite the traditional separation between disciplines studying human and ecological processes, it is clear that these processes are intertwined through exchanges of energy, materials, and organisms (Liu et al., 2007a-b). Relevant background work in this context especially focussed on the efects on protected areas and biodiversity of land-use changes (see Hansen & DeFries, 2007, and other contributions in the same volume). It remains especially critical to formalize how biodiversity monitoring data, obtained at local scales (plot), can be integrated in the broader context (landscape), potentially global, where the anthropogenic disturbance acts. In the attempt to ill this gap, a framework to delineate a Zone of Interaction (ZoI) that includes the human inluence in the biodiversity monitoring has been recently proposed by Conservation International in the framework of the pantropical programme TEAM (Tropical Ecology, Assessment and Monitoring; see (DeFries et al., 2009) with the aim to monitor humid tropical forests through standardized protocols. he present contribution summarizes the criteria adopted to delineate the ZoI and provides a practical example from an area in Tanzania, the Udzungwa Mountains, which is of extraordinary importance for biodiversity. he focus on sites in the biodiversity-rich humid tropics derives from the evidence that in this biome deforestation and other human activities destroyed biodiversity at unmatched rates. Methods and Results Delineating the Zone of Interaction DeFries et al. (2009) describe in details the pragmatic approach proposed for delineating ZoI associated with biodiversity measurement sites. hese are based on remote sensing data and other sources of information such as local expert knowledge 190

191 Towards the definition of a Zone of Interaction of protected areas of ecological and socioeconomic features. If the measurement plots are located within a protected area, which is often the case, the protected area deines the minimum extent of the area to be monitored. hus, four criteria are proposed to incorporate ecological and human interactions that afect biodiversity at the biodiversity plots (Fig. 1). Here, these criteria are listed and their application and mapping in the Udzungwa Mountains is described (see Rovero et al., 2009 for details on the area, and DeFries et al., 2009 for full details on mapping the ZoI). Extent of contiguous habitat surrounding the measurement site Habitat contiguous to the measurement site potentially extends the range and number of species within a protected area. he contiguous habitat might be deined by topographic features (e.g. a deep valley of dry habitat separating moist forests), rivers, roads, or boundaries of human land use. Watershed boundaries may also be a natural boundary to delineate the zone of interaction where anthropogenic or topographic boundaries are not clear. In the Udzungwa, contiguous forest habitat outside the protected areas is highly fragmented, with some key, forest-dependent species such as the Udzungwa red colobus extending their range to insulated fragments. On the eastern side, the contiguous habitat is constrained by the sharp topographic boundary. On the western side, the ZoI includes a periphery coincident with the extent of the remaining forest fragments (Fig. 1a). Migration corridors present and boundary deinition Migration corridors can be used by species to travel from the measurement site to other habitats. he corridors can be critically important for survival. Examples include relatively narrow strips of land used by elephants to access feeding areas and seasonally-used paths for ungulates that lead to water holes. In the Udzungwa, this criterion considers the movements of elephant populations towards other ecosystems. he corridors are narrow and highly threatened by growing human encroachment. A 10 km-wide strip along the corridor that leads to adjacent protected areas is mapped as the second component of the ZoI (Fig. 1b). 191

192 Francesco Rovero & Ruth DeFries Figure 1: Zone of Interaction (demarcated by the black and white-shaded line) defined for the Udzungwa Mountains of south-central Tanzania, combining spatial extent for criterion 1 (contiguous habitat) (3a), criterion 2 (migration corridors) (3b), and criterion 4 (human influences) (3c). Criterion 3 (watershed boundary) does not apply in this case. The background is the black and white transposition of a satellite image (Landsat ETM+ scenes), darker areas representing forest patches. Figure by Jenny Hawson, adapted from DeFries et al. (2009). Watershed boundaries he area inluenced by major water lows will likely impact many ecological patterns and processes around the measurement site. Whether the site is in the upper reach of the watershed (water moves out of the site), the middle or the bottom (water moves through the site) is a key control of these processes. In the irst case, the site itself is the source of water for other areas in the landscape so that this component of the ZoI is contained within the site. In the second case, it is important to determine the boundaries of the watershed because changes in water lows and quality will impact the site. In the Udzungwa, the protected area is in the upper reach of the watershed. he criterion does not apply in this case. 192

193 Towards the definition of a Zone of Interaction of protected areas Boundaries of human activities with strong inluence on the measurement site he designation of the spatial extent of human inluences on biodiversity in the measurement sites is the most diicult and subjective of all the criteria. People living around the site will likely have a direct impact on its biodiversity, through processes such as hunting, land conversion, extractive activities, domestic animals, and pollutants from factories and other sources. In the Udzungwa, human settlements that directly inluence the biodiversity are conined in a peripheral 5 km zone, that along the eastern side of the mountains is constrained by intensive cultivation and geophysical settings (Kilombero river and Selous Game Reserve). For areas where settlements are present along a larger zone we also identiied a 40 km-wide outer zone of indirect human inluence (Fig. 1c). he resulting ZoI component represents the combined direct and indirect human inluence zones. Monitoring primates and other mammals in the Udzungwa Mountains Zone of Interaction he validity of the ZoI as delineated in the Udzungwa Mountains was tested by analysing the correlation between the abundance of forest mammal populations and potentially disturbance factors measured both on the ground and from remote sensing. Two forest sites were chosen to assess the efects of disturbance on mammal populations: these sites are relatively similar in terms of habitat but clearly in contrast in terms of protection, with the northern site being inside a National Park, and the southern site being an unmanaged Forest Reserve. Primate and forest antelope abundance census method followed established transect methodology that allows estimating the encounter rate (in this case the number of primate groups or individual antelope seen per km walked). Signs of human disturbance were also counted along disturbance transects walked from the forest edge to forest interior. In particular, for each forest an index of freshly-cut pole and timber stems was computed as the ratio of cut stems to the total number of both cut and live stems. his gives an estimation of disturbance comparable across forest habitats that may vary in stem density as a result of old management regimes or habitat type. See DeFries et al. (2009) for all methodological details. 193

194 Francesco Rovero & Ruth DeFries Figure 2: Indices of human disturbance (above) and mammal encounter rates (below) for Mwanihana forest (National Park) and Uzungwa Scarp (Forest Reserve) in the Udzungwa Mountains, Tanzania. Values are mean and standard deviation from transects running from forest edge towards the interior. Transects for disturbance signs were 20 to 25 and 0.5 km-long (repeated once), whereas transects for mammals were 3 and 4 km-long (repeated 23 to 48 times each). See details in DeFries et al. (2009). he results of census for four species of primates and one species of forest antelope and the results of disturbance transects are both shown in igure 2. As hypothesized, disturbance was low, or very moderate, in Mwanihana forest in the National Park, while it was high in the southern Uzungwa Scarp Forest Reserve. Comparison of primate and duiker census results between Mwanihana and Uzungwa Scarp shows lower abundance in the latter for all species but the Sykes monkeys (Cercopithecus mitis); this trend was especially clear for the two canopy-dependent species of colobus monkeys (ANOVA: F 1,205 = , P < and F 1,205 = 82.20, P < for red colobus and Angolan colobus, respectively), and for the red duiker Cephalophus harveyi (F 1,64 = 4.53, P = 0.035), a common forest antelope. 194

195 Towards the definition of a Zone of Interaction of protected areas Mammals counts, that were collected from 2003 until 2005 through repetitions of three transects 4 km in length, are negatively correlated with disturbance indicators collected along 20 and 25 randomly-placed 0.5 km transects. hus, colobine monkeys abundance was negatively correlated with gaps in the forest canopy (Spearman s test: r = 0.39, P = and r = 0.45, P = for Angolan colobus and red colobus, respectively) and positively correlated with the distance from the forest edge (r = 0.40, P = and r = 0.35, P = 0.013, respectively). Moreover, red colobus observations were negatively related to the number of disturbance signs (r = 0.28, P = 0.048). he exception was Sykes s monkey, a primate that prefers secondary forest habitat: counts were positively related to gaps (r = 0.36, P = 0.009) and negatively related to the distance from the forest edge (r = 0.27, P = 0.057). Conclusions Monitoring a zone of human inluence around biodiversity sites appears a critical and pragmatic strategy for interpreting biodiversity changes. Despite being developed and tested for tropical forest sites, the ZoI concept is widely applicable to a variety of habitats where human and natural systems co-exist. he case study in the Udzungwa Mountains shows that without collection of data on human activities in the ZoI along with mammal abundance, it would not be possible to interpret diferences in mammal abundances at these sites. Data from remote sensing corroborate the pattern emerged from ground data. For example, ire activities derived from satellite data show that ire incidence is greater in the southern, unprotected site. Similarly, changes in forest cover over the last few decades have also been greater around the southern site, causing complete fragmentation of this site in comparison to northern forests (DeFries et al., 2009). Monitoring of primates and forest antelope is ongoing, and the most updated data show that the decline experienced by these populations only in the southern forest is dramatic and could potentially lead to local extinction. his applies especially to the colobine monkeys and the forest antelope that are particularly vulnerable to hunting (Rovero et al., in press). 195

196 Francesco Rovero & Ruth DeFries Acknowledgements he TEAM programme (funded by the Gordon and Betty Moore Foundation) sponsored the workshop that led to the design and publication of the ZoI concept. he work in the Udzungwa Mountains by Francesco Rovero was mainly funded by the Museo Tridentino di Scienze Naturali and by the Critical Ecosystem Partnership Fund. References DeFries, R., Rovero, F., Wright, P., Ahumada, J., Andelman, S., Brandon, K., Dempewolf, J., Hansen, A., Hewson, J. & Liu, J. (2009) From plot to landscape scale: linking tropical biodiversity measurements across spatial scales. Frontiers in Ecology and the Environment, doi: / Hansen, A. J., & DeFries, R. (2007) Ecological mechanisms linking nature reserves to surrounding lands. Ecological Applications, 17, Liu, J., Dietz, T., Carpenter, S. R., Alberti, M., Folke, C., Moran, E. F., Pell, A. N., Deadman, P., Kratz, T., Lubchenco, J., Ostrom, E., Ouyang, Z., Provencher, W., Redman, C. L., Schneider, S. H. & Taylor, W. M. (2007a) Complexity of coupled human and natural systems. Science, 317, Liu, J., Dietz, T., Carpenter, S. R., Folke, C., Alberty, M., Redman, C. L., Schneider, S.H., Ostrom, E., Pell, A.N., Lubchenco, J., Taylor, W. W., Ouyang, Z., Deadman, P., Kratz, T., & Provencher, W. (2007b) Coupled human and natural systems. Ambio, 36, Rovero, F., Marshall A. R., Jones T. & Perkin A. (2009) he primates of the Udzungwa Mountains: diversity, ecology and conservation. Journal of Anthropological Sciences, 87, Rovero, F., Mtui, A. S., Kitegile, A., Nielsen, M. & Jones, T. (in press) Uzungwa Scarp Forest Reserve in crisis. An urgent call to protect one of Tanzania s most important forests. A report to the Forestry and Beekeeping Division, Tanzania. 196

197 The effectiveness of different management policy to support the Natural Capital L efficacia di differenti politiche di Gestione nel supportare il Capitale Naturale Teodoro Semeraro*, Irene Petrosillo, Nicola Zaccarelli & Giovanni Zurlini Landscape Ecology Laboratory, Dept. of Biological and Environmental Sciences and Technologies, University of Salento, Prov.le Lecce-Monteroni, Lecce *teodoro.semeraro@unisalento.it Abstract he identiication of areas that are worthy of protection (SPZ, CIS etc.) and the subsequent institution as natural protected areas are instruments that society uses to preserve Natural Capital (NC). he aims of this paper are to analyse the efectiveness of diferent management strategies in maintaining the low of the NC in the context of protected area. herefore a retrospective analysis of land-cover/land-use mosaics was carried out in the natural protected area Torre Guaceto. he analysis of land-use and land-cover temporal dynamics was based on the economic valuation of ecosystem goods and services proposed by Costanza et al. in 1997, used as surrogate of NC. he results showed that not all environmental conservation management strategies have played an equal role in fostering NC. his research highlighted that the recognition of the natural value of a site according to the European Directives (NATURA 2000 network) is not suiciently efective for the conservation of the NC, but it is necessary to identify a management authority that can monitor the landscape transformations, setting, where necessary, the appropriate limitations. Introduction Natural and semi-natural ecosystems and landscapes provide beneits to human society now and in the future, which consist of a mix of goods and services, both private and public, provided by multifunctional landscapes, which are referred to as Natural Capital (NC) (de Groot, 2006; Haines-Young et al., 2006). he idea of NC is a useful framework in which one can consider as a whole the output of 197

198 Teodoro Semeraro et al. goods and services associated with an entire landscape, viewed as a mosaic of diferent land cover elements (Haines-Young, 2000). One of the most successful strategies for NC conservation is the creation of oicially and legally recognized terrestrial and marine protected areas. hese areas should reduce intensive and direct use of ecosystems in terms of frequency and extraction of resources, considering the diferent requirements of diferent stakeholders, and guarantee the persistence of the processes and function that sustain the ecosystem services. hese areas support NC and, consequently, security and human well-being. Natural protected areas can be considered part of the so-called critical social natural resource, representing natural areas that are of critical value largely as a result of their social value to local communities, rather than of any outstanding ecological or scientiic value. Such habitats might be critical because of their location and their value as amenities, for recreation and education and for bringing people into regular contact with the natural world (Chiesura & de Groot, 2003). he crucial aspect of natural protected areas is their management, which has predominantly focused on individual ecosystems almost in isolation. However, management is increasingly confronted with the problem of managing the entire landscape, which often consists of complex, interacting mosaics of diferent habitat patches and ecosystems (Potschin & Haines-Young, 2001), and integrating phenomena across multiple scales of space, time and organizational levels (Berkes & Folke, 1998; Levin, 2006). Within this framework this research, conducted in the selected natural protected area in southern Italy, based on the assessment of natural capital change, resulting from two diferent kinds of management over time, can be performed by estimating and comparing the changes in the economic value of ecosystem services. Undoubtedly this approach is not very accurate since both the area under study and the economic valuation system are dynamic, changing in time and space. In addition, the same type of ecosystem could have very diferent values in diferent locations due to diferences in ecological role, economic activities, cultures, and the lifestyles of local people. Values depend on current market prices and preferences, so that past generations could value a particular service diferently from the current generation. However, the approach introduced by this paper helps to arrange a irst attempt of the change of overall natural capital low under the current and the past management regimes. 198

199 The effectiveness of different management policy to support the Natural Capital Materials and methods he study area is the natural protected area of Torre Guaceto in the Apulian region, southern Italy (Fig. 1). Even if this area stretches for only 1500 ha, it represents an administrative unit where the management authority constantly takes planning and management decisions. Figure 1: Study area: the protected area of Torre Guaceto, southern Italy. In 1987 it was declared a Wetland of International Importance according to the Convention on Wetlands of International Importance especially as a water low habitat, the so-called Ramsar Convention (1971). In 1995, in the context of the European Program NATURA 2000, the area of Torre Guaceto was proposed as a Site of Community Importance (European code: IT ) according to the European Directive 92/43, and in 1998 as an Important Bird Area (European code: IT ) according to the European Directive 79/409. In 2000 it was designated as a national protected area according to Italian Law 394/

200 Teodoro Semeraro et al. In this study, we compiled a time series of land-use and land-cover maps referring to the month of July for the years 1954, 1987, 1997 and 2004 by interpreting 1m 1m orthorectiied aerial photos. We identiied 16 terrestrial land-use and landcover categories to describe both spatial and temporal landscape dynamics and to assess changes in natural capital values based on Costanza et al. s (1997) ecosystem services valuation biomes model. he most representative biome was used as a proxy for each category and the corresponding ecosystem services coeicient (US $ ha -1 per year), as proposed by Costanza et al. (1997), is shown in table I. Table I: Land-use/land-cover categories identified in the study area; the most representative biome used as a proxy for each land-use/land-cover category, and the corresponding ecosystem services coefficient (US $ ha 1 per year), as proposed by Costanza et al. (1997). Land cover categories Urban Railroad Street Rocky coast The most representative Biome Urban Rock Ecosystem services coefficient ($ ha -1 per year) Sow-able-ground Cropland 92 Uncultivated ground Grassland Mediterraneam Scrub Almond land Olive grove Reforestation area Tamarisk Juniper Grassland 232 Forest 969 Coastal beach Coastal beach 4052 Periodically under Inundation land Watland Wetlands In terms of proxy identiication, the classiication of permanent cultivations, such as Mediterranean scrub, Almond and Olive groves, Reforestation area, Tamarisk and Juniper as Forest and not as Cropland depends on the ecological role they play, based not only on the intuitive production of goods and services, but also on the role of sink played by permanent cultivation that is similar to that played by 200

201 The effectiveness of different management policy to support the Natural Capital forest and natural areas in facing disturbance across scales (Zurlini et al., 2006). Although land-use intensiication is at issue as source of disturbances, permanent cultivations are not detrimental to biodiversity. On the contrary, they apparently can bufer landscape dynamics and disturbances across scales in southern Italy (Zurlini et al., 2006). We estimated the Natural Capital Value (NCV) at time T using the following relationship, modiied after Costanza et al. (1997): NCV = A k x VC k where A k is the area (ha) for land-use/cover class k, and VC k is Costanza s Value coeicient (US $ ha 1 per year), which we assumed constant during the temporal range under study. Change in NCV is estimated over time by calculating, for each class, the difference between the estimated values for 2-year period with reference to 1954, 1987, 1997 and Results he change in the total Natural Capital Value of the protected area shows an average decreasing trend from 1954 to 1997 (Fig. 2), followed by an increasing trend from 1997 to Surprisingly, despite the protected area being declared in 1987 International Important Zone according to the Ramsar Convention and in 1995 Site of Community Importance, neither oicial recognitions apparently produced any relevant positive efect on the NCV (Fig. 2). Conversely, the increase in the NCV from 1997 to 2004 might very well be attributed to a conservation efect determined by the institution of the protected area of Torre Guaceto in 2000 (Fig. 2). We were not able to detect any efect related to its recognition as an Important Bird Area in 1998 because photos for the year 2000 were not available. 201

202 Teodoro Semeraro et al. Figure 2: Temporal changes of Natural Capital Value (NCV) in the study area, highlighting the different temporal recognitions of its natural value (IIW: international important wetland; SCI: site of community importance; IBA: important bird area; PA: institution of the natural protected area). Bars represent the NCV variability range due to an estimated 2m average digitalization error. Discussion We use the economic coeicients proposed by Costanza et al. (1997) and although these estimates of the value of ecosystem services are biased, and we lay no claim to their veracity, they at least provide not only a novel insight into the complex patterns of land-use dynamics, but also a way to quantify the comprehensive change in the lux of natural capital in the natural protected area of Torre Guaceto. he speciic contribution of this paper is to show that those coeicients can be used not only to address purely economical issues, as they are frequently used. On the contrary, even if their values are considered constant during the temporal range under study, they could play a role as operational surrogates to evaluate the recent temporal dynamics of the overall lux of natural capital in the study area; this represents a irst attempt where ield data and information are not available, but additional work is required to relect changes in value across space and time. his is particularly relevant for the study of ecosystem goods and services, given that their complexity makes it diicult to forecast their future in any meaningful way (Carpenter et al., 2005). In this respect, retrospective analyses help us to understand the past trajectory of the system that is at the basis for tracing future scenarios, in that the ap- 202

203 The effectiveness of different management policy to support the Natural Capital proach here adopted focuses on real change processes instead of the arbitrary and random information of landscape patterns (Käyhkö & Skånes, 2006). Additionally, retrospective analyses help identify the possible driving forces behind changes, mainly due to human activity in the study area, and the main consequences of these processes on natural capital security, intended as the persistence of the overall amount of ecosystem goods and services provided by the natural protected area. Conclusion Policy analysis is a critical element in the appraisal of the efectiveness of any public policy including nature conservation policy. While the literature abounds with approaches to the evaluation of conservation eiciency at the ecosystem level (e.g., Ramirez Sanz et al., 2000; Brody et al., 2003), it is also useful to carry out a critical analysis of conservation policy at the individual natural protected area level, while at the same time considering its wider contexts (Zurlini et al., 2006). Successful conservation of biodiversity is not only a function of how much nature and what kind of nature is being protected or the various types of designations, but most importantly a function of the rigour with which conservation policy is pursued in practice by the competent authorities. At the policy level, it is increasingly obvious that natural capital conservation cannot be sustainable simply by extending the protected area and designations. his is crucial in Europe where in each partner country there are great eforts in designation of areas that, for their natural value, have to be considered for inclusion in the NATURA 2000 network, and where the concept of national park, among others, difers radically from the American model, because people and their activities have, over millennia, shaped and sculpted landscapes with a distinctly human touch. As a result, European parks and areas included in the NATURA 2000 network are not conceived as wilderness preserves, but rather explicitly as multifunctional landscapes (Mander et al., 2007), where people and land have become inseparable and are considered worthy of protection as such. In line with the multifunctional character of the NATURA 2000 sites, conservation policy and management should be interdisciplinary. hey should build on solid knowledge of ecological, social and economic processes and deine opportunities and priorities with a view to achieving both the conservation objectives of the sites and sustainable socio-economic development. 203

204 Teodoro Semeraro et al. References Berkes, F. & Folke, C. (Eds.) (1998) Linking Social and Ecological Systems: Management Practices and Social Mechanisms for Building Resilience. Cambridge University Press, Cambridge, UK. Brody, S., Carrasco, V. & Highield, W. (2003) Evaluating ecosystem management capabilities at the local level in Florida: identifying policy gaps using geographical information systems. Environmental Planning and Management, 32, Carpenter, S. R., Westley, F. & Turner, M. (2005) Surrogates for resilience of social ecological systems. Ecosystems, 8, Chiesura, A. & de Groot, R. (2003) Critical natural capital: a socio-cultural perspective. Ecological Economics, 44, Costanza, R., d Arge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., O Neill, R. V., Paruelo, J., Raskin, R. G., Sutton, P. & van den Belt, M. (1997) he value of the world s ecosystem services and natural capital. Nature, 387, de Groot, R. S. (2006) Function-analysis and valuation as a tool to assess land use conlicts in planning for sustainable, multifunctional landscapes. Landscape and Urban Planning, 75, Haines-Young, R.,Watkins, C.,Wale, C. & Murdock, A. (2006) Modelling natural capital: the case of landscape restoration on the SouthDowns, England. Landscape and Urban Planning, 75, Haines-Young, R. H. (2000) Sustainable development and sustainable landscapes: deining a new paradigm for landscape ecology. Fennia, 178, Käyhkö, N. & Skånes, H. (2006) Change trajectories and key biotopes assessing landscape dynamics and sustainability. Landscape and Urban Planning. 75, Levin, S. A. (2006) Learning to live in a global commons: socioeconomic challenges for a sustainable environment. Ecological Research, 21, Mander, U., Helming, K. & Wiggering, H. (2007) Multifunctional land use: meeting future demands for landscape goods and services. In: Mander, U., Wiggering, H., Helming, K. (Eds.), Multifunctional Land Use. Springer, Berlin, Germany, Potschin, M. & Haines-Young, R. (2001) Are landscapes selforganising? GAIA, 10, Ramirez-Sanz, L., Alcaide, T., Cuevas, D., Guillen, D. F. & Sastre, P. (2000) A methodology for environmental planning in protected natural areas. J. Environ. Plan. Environmental Planning and Management, 43 (6), Zurlini, G., Ritters, K., Zaccarelli, N., Petrosillo, I., Jones, K. B. & Rossi, L. (2006) Disturbance patterns in a socio-ecological systematmultiple scales. Ecology Complexity, 3,

205 The integrated information system on water supply and wastewater services: the Italian experience in the urban water survey Il sistema informativo integrato sui servizi idrici: l esperienza italiana della rilevazione sulle acque urbane Stefano Tersigni*, Marilena A. Ciarallo, Renato Torelli & Luca Salvati ISTAT, Environmental Statistics Unit, Via Adolfo Ravà 150, Roma *stefano.tersigni@istat.it Abstract Introduction ISTAT has carried out a survey on water supply and wastewater statistics since 1951 with the aim of describing the state of urban water services in Italy. A new census survey is being carried out in 2009 in order to acquire detailed information on water quantity/use at municipality and plant scales. Diferent questionnaires were sent to the water management companies for each typology of managed water services. Questionnaires collect information on abstracted water, water supply systems, sewerage systems and wastewater treatment plants. he new survey is arranged through the Web Based Survey solutions for data capturing. A dedicated web site, protected by the network protocol SSL (Secure Sockets Layer), was prepared in order to facilitate respondents in downloading the personalized questionnaires and uploading completed questionnaires in form of electronic spreadsheets. he web site also ofers respondents with technical assistance. Open source tools were used in order to acquire and load data received by water management companies. Finally, data integration procedures from other statistical sources were discussed. In the last years water statistics have acquired a growing importance in environmental monitoring. Assessing state of water supply and changes in water availability may be carried out at various temporal and spatial scales by either remote sensing/ield monitoring strategies or statistical collections of quantitative data from water service/system holders. Statistical surveys on water supply and wastewater may be census or sampling surveys. In this contribution, we intend to present the Italian 205

206 Tersigni Stefano et al. experience with water resource statistics provided by the Italian National Institute of Statistics (ISTAT). In particular, this paper focuses on recent advance in the ield of water surveys referring to data capturing phase. The ISTAT system of water surveys ISTAT has carried out surveys on water statistics since 1951 with the aim of describing the state of urban water services in Italy. he survey chronology (1951, 1963, 1975, 1987, 1993, 1999, 2005, 2008) has allowed to develop an information basis that is progressively updated by considering both the new water country/eu directives and the increasing demand of information from public institutions and private stakeholders. After the edition of 1999, both the contents and the production process have been deeply renewed. In fact, as a result of preliminary studies conducted by ISTAT the survey has become a system of surveys composed of diferent sub-surveys. his system is named Water Surveys System (Ciarallo et al., 2005). In particular, the survey was developed with the aim to collect information according to the scheme illustrated in igure 1. Abstracted water is collected by water pipes and delivered to the municipal water supply system. hrough this system each inal potable water user will be supplied. Wastewater is collected in the sewage system and treated before the eluent is discharged into water body (e.g. watercourse, natural lake, artiicial reservoir, sea and transitional waters). Figure 1: Urban water use scheme. 206

207 The integrated information system on water supply and wastewater services he cyclical nature of water phenomena and the complex characteristic of utilities supply (e.g. presence of networks) make the way of collecting statistics on these issues diicult. In the precedent water surveys, Istat already adopted various kinds of questionnaires and in 1999, for the irst time, six contextually-supplied questionnaires and a separate sewerage system questionnaire were developed. his was done with the aim to optimise productive processes of water statistics in order to pursue objectives of standardisation in both the deinitions and methodologies in the medium-long term. It requires the deinition of a common reference for urban water services indicators, as well as an adequate model of aggregation that its the basic common needs of the main user categories (Matos et al., 2003; alegre et al., 2006). The 2008 census survey In 2009 a new census survey is being carried out to acquire detailed information on water quantity/use at municipality scale referring to Four diferent questionnaires were sent to water management companies identiied by a preliminary survey. Each management company has received speciic questionnaires for each type of managed water service. he four questionnaires collect information on (i) abstracted and transmitted water, (ii) water supply systems, (iii) sewerage and (iv) wastewater treatment plants. In every questionnaire information on individual managed plants are required. he list of questionnaires and the related responding units are reported in table 1. Table I: Questionnaires of the ISTAT Water survey system by responding unit. Questionnaire Abstracted and transmitted water Water supply system Sewerage Municipal wastewater treatment plants Responding Unit Water pipes system management companies Water supply system management companies Sewerage system management companies Municipal waste water management companies 207

208 Tersigni Stefano et al. In more detail, the four types of questionnaire are: Abstracted and transmitted water his questionnaire requests information on the principal inputs and outputs of drinking water of a typical water transmission system. Collected variables include water abstracted by sources, water delivered to each municipality, raw water imported or exported, water distributed wholesale for industrial and agricultural purpose. Water supply system his questionnaire refers to the public water network which supplies water to the inal users. Each water supply system is related with its municipality. he collected information regard the water volume, the structural characteristics of network and the water pipes plants connected to the municipality water supply system. In particular, collected variables include total invoiced water, invoiced water by uses, total supplied water, total water poured in the water supply system. Sewerage Data about management companies of sewage system are requested in this questionnaire. he aim is to obtain basic information about the type of plant and the existence of waste water treatment, the percentage of waste water collected through waste water treatment plants and the percentage and the destination of not treated waste water (water bodies). Wastewater treatment plants his questionnaire investigates on the main characteristics of urban waste water treatment plants. he aim of this survey is to get information about management of treatment plants, type of treatment (primary, secondary or tertiary) and localisation of plants. Other pieces of information regard the estimation of inhabitant equivalent (design capacity and actual occupation), municipalities connected to waste water treatment plants, sewage sludge production, as well as disposal and waste water quality of treatment process. Concerning control and validation processes, the survey beneits from a procedure of data integration from various other statistical sources, including speciic regional registers conducted by Environmental Protection Agencies on water quan- 208

209 The integrated information system on water supply and wastewater services tity/quality and administrative sources from regional administrations and National Research Institutes. The technological solution for the data capturing phase technological innovation brings new opportunity, ofering new ways to conduct water surveys (Nicholls II et al., 1997). he survey edition conducted by Istat in 1999 was carried out through a paper self administrated questionnaire. after having evaluated some aspects related to the experience of census survey, a new strategy for the edition of 2005 was deined. In detail, the data capturing phase was based on the integration of two techniques: CaPI (Computer assisted Personal Interviewing) and CatI (Computer assisted telephone Interviewing). In particular, CaPI was used with integrated water management companies and big companies for whom a telephone interview would have been too long. CatI was used for the remaining respondents. Both these techniques make possible to implement two important tools aimed at improving quality data as the introduction of checking rules during the interview and the comparison of values captured during the interview with data captured in 1999 census, so as to verify the signiicant discrepancies directly with the respondent (Di Bella et al., 2005). he new 2008 survey was arranged through web solutions for data capturing. a dedicated web site was prepared to ofer respondents technical assistance and (personalised) spreadsheets for easy and rapid reply. hese technologies facilitate the automation of self-administered survey and ofer the control tools typical of computer assisted interviewing such as branching, edits, randomization, etc., together with the beneits of self-administration (e.g. mitigation of interviewer efects, reduced survey costs). Data capturing and uploading stages his part of the survey, more closely related to computer science, was developed starting from the institutional web portal indata.istat.it, which is dedicated to data capturing (Fig. 2). 209

210 Tersigni Stefano et al. Figure 2: Distributed system scheme of ISTAT water survey. he transfer protocol is https. User-id and a temporary password is issued to each user. During the irst login the user has to select his working password. By making multiple selections from a checkbox, the user can download one or more excel questionnaires. Each questionnaire may be compiled of-line by the user and subsequently completed and uploaded. he uploading phase triggers a check process that veriies, on the application server, some irst consistency checks (e.g. compliance with the electronic format of ile and with the track record deinition). If this process was successful, the excel ile is given a meaningful name (username+questionnaire+date) and stored on an apposite directory of another server. On this server the DBMS Oracle runs, that holds raw data tables and the tables containing data subjected to edit and imputation processes. According to a scheduled daily time, a C program reads each excel ile and uploads the suitable (generally more than one) raw data tables. he above mentioned C program uses Pro*C and libxls libraries. Pro*C is a software library supplied by Oracle, while libxls is an open software, downloadable from sourceforge.net, that can read MS Excel iles. Libxls can also read MS Excel formulas results saved in iles. 210

211 The integrated information system on water supply and wastewater services Conclusions he progression from self-administered questionnaire to a computerized selfadministration of surveys is argued to reduce survey errors and to improve data collection quality. survey results will be available in 2010 through a GIs-based data warehouse inside the institutional web portal from Istat ( Results include several indicators depicting state and changes in water resource of Italy at a very detailed level. a new survey will be scheduled in 2013, thus obtaining a very long time series on water resource data. Acknowledgements We wish to thank David Hoerl, maintainer of open sources libxls libraries, for his precious debugging work according to our reports about libxls library. References alegre, H., Baptista, J. M., Cabrera, E. J., Cubillo, F., Duarte, P., Hirner, W. & Parena, R. (2006) Performance indicators for water supply services (2 nd Edition). Manuals of Best Practice Series, IWa Publishing, London. Ciarallo, M. a., Di Bella, G. & tersigni, s. (2005) Data production process in the water surveys system. Statistics and Environment. september 21-23, società Italiana di statistica, Messina, Di Bella, G., Luzi, O., Macchia, s., Falorsi, s., D alò, M., Paladini P. and solari F. (2005) Water surveys system: from census survey to sample survey. Statistics and Environment. september 21-23, società Italiana di statistica, Messina, Matos, R., Cardoso, a., asheley, R., Duarte, P., Molinari, a. & schulz, a. (2003) Performance indicators for wastewater services. Manuals of Best Practice Series, IWa Publishing, London. Nicholls II, W. L., Baker, R. P. & Martin, J. (1997) he Efect of New Data Collection technologies on survey Data Quality. Survey Measurement and Process Quality. Lyberg, L., Biemer, P., Collins, M., de Leeuw, E., Dippo, C., schwarz, N. & trewin, D. (eds.), New York,Wiley. 211

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213 The management of the marinas in the context of environmental security La gestione dei porticcioli turistici nell ottica della sicurezza ambientale Donatella Valente*, Irene Petrosillo, Nicola Zaccarelli & Giovanni Zurlini Landscape Ecology Laboratory, Dept. of Biological and Environmental Sciences and Technologies, University of Salento, Prov.le Lecce-Monteroni, Lecce Abstract In the context of Environmental Security the management of Socio-Ecological Landscapes (SEL), complex and adaptive systems that are made up of social and ecological components, must take into account that both of these components are mutually interactive and for this the ecological component is inluenced by social component characterized by perceptions and human behavior. However, if on the one hand it is necessary to recognize that perception of security is fundamental at all levels of human organization, on the other hand, it is of primary importance to admit that only the decision-makers make decisions and assign management priorities on the basis of their perception of risks with real consequences on the environment in terms of environmental risk. So far the management of marinas has been conducted without considering the environmental awareness of managers about the potential consequences connected to their decisions. On these assumptions the research is carried out (i) at provincial scale, comparing the perception of the environmental risk of the managers of 8 marinas in the province of Lecce and (ii) at local scale, analyzing the perception of the environmental risk of the managers of one of the ports studied (subjective analysis), assessing the potential environmental risk of the pressures through the creation of scenarios (objective analysis) and comparing the results of the objective and subjective analysis to cause assessment of environmental security. he results obtained allowed to highlight that the management of the SEL must include necessarily the environmental perception of the decision makers, beyond the economic, social and ecological components. In addition the results provided early spatial indications about the state of potential risk of a port, constituting a valid support for the realization of the efective programs of environmental monitoring in diferent areas of the harbor. 213

214 Donatella Valente et al. Introduction Marinas represent one of the possible coastal uses and the activities carried out in these structures are also likely to cause the deterioration of local coastal landscape and the quality of marine water in the surrounding areas (Petrosillo et al., 2009). In terms of ecological risk, the management of a marina can play an important role in reducing or strengthening environmental pressures and, consequently, environmental security for much wider coastal areas. Consequently, it is necessary to highlight the signiicant role played by human perception of the environment in the context of the decision-making process. It is also true that in addition to public perception management success depends on the perception of decision makers, because they take a decision and assign management priority on the basis of how they perceive the risks with real consequences on the environment (Simoni & Allen, 1998). he focal task of the landscape security approach is to identify and assess the overall risk due to the diference between subjective and objective environmental assessments and to igure out possible ways to minimize it. As an example, the environmental security of the same marina might be evaluated diferently in both objective and subjective terms (Fig. 1). Figure 1: Possible combination to compare objective and subjective assessment in the framework of environmental security (Zurlini & Müller, 2008). In the case (a) and (d) there is concordance between objective and subjective evaluations of environmental state; for case (a) both agree on positive (high) environmental quality, whereas for case (d) both agree on negative (low) environmental quality of the marina under study. In particular, if we consider the quality of water, in case (a) the perception of managers matches the parameters established by the reference law, while in case (d) there is a very low awareness of environmental pressure that is conirmed by the parameters. On the other hand, cases (b) and (c) are discordant; in the irst case there is no perception of environmental pressures even if the 214

215 The management of the marinas in the context of environmental security values are not within the parameters established by the law of reference. his situation is the most dangerous but also the most common in the real world because people are often unaware of the environmental degradation they cause. In this case managers will not initiate activities to mitigate the environmental risk. In contrast, in case (c) there is low perception of environmental security without any objective reason for such concern. In this case managers will initiate activities to mitigate this perceived risk with negative economic consequences, because they will invest money in activities that are not needed, but with positive ecological efects, because this behavior will keep the risk low. Materials and methods his work focuses on two study areas: at provincial scale, on the 8 marinas of the Province of Lecce (Apulia Region, southern Italy) (Petrosillo et al., 2009) and at local scale, on the San Foca marina, located in the Province of Lecce (Apulia Region, southern Italy). To perform the subjective assessment at this spatial scale data were collected by means of questionnaires administered to managers of the ports. For the statistical analysis, the sample was divided into two groups on the basis of the number of boat slips (less than 200 boat slips and more than 200 boat slips, respectively), and a Kolmogorov Smirnov Test for small samples (Sokal & Rohlf, 1994) was applied to determine whether statistically signiicant diferences were present between the two samples. A Principal Component Analysis (PCA) was then used to identify common behaviors/patterns in the answers given by the managers involved in each harbor. For the local scale, the environmental risk in San Foca marina was assessed subjectively by the use of questionnaires inalized to evaluate the environmental perception of environmental risk, and consequently of environmental security, shown by the six managers of the port. For the objective analysis, we use a mathematical model useful to map the critical areas in the harbor. he model uses three main parameters: (i) the distance between the site and the waste sources; (ii) the distance between the site and the port mouth; (iii) the presence and position of a wharf. he algorithm is reported in Fabiano et al. (2006) and Vassallo et al. (2006). As inal output, the tool can produce risk maps automatically, using Matlab interface (Math- Works, Inc.) or a suitably developed user-friendly Java interface (Jmarinas, free download at 215

216 Donatella Valente et al. Results and discussion At provincial scale, considering the level of perception of the managers, we can report that in most cases managers showed a low perception of environmental risks associated with the activities carried out in their harbors (for more details see Petrosillo et al., 2009). Signiicant statistical diferences among the managers of marinas with either more or fewer than 200 boat slips were found for three environmental pressures related to four activities (Petrosillo et al., 2009). Further, to see if management choices were consistent, we performed a PCA analysis activities. In particular, the irst principal component was environmental risk perception related to recreational activities and represented 33.2 % of the sample variability, while the second principal component was environmental risk perception related to harbor facilities, which represented 22 % of the sample variability. he third component, environmental risk perception related to yachting services, represented 16 % of sample variability and explained 72 % of the total sample variability (Petrosillo et al., 2009). In general, this part of the research demonstrates that the environmental awareness of managers can play a crucial role in increasing or mitigating the environmental pressures linked to the diferent activities carried out in marinas. In addition, where diferent managers with diferent perceptions are present in the same harbor, it is likely that diferent, or even contrasting, decisions will be made with problematic consequences for that harbor. In these situations, the environmental security of a harbor can only be guaranteed by choices against potential environmental risks that are made uniformly by the managers involved. At local scale, the 6 managers of San Foca harbor showed strong mismatches in the perception of risk. In igure 2 the total environmental risk perception is reported for each manager according to the frequency of answers. 216

217 The management of the marinas in the context of environmental security Figure 2: The total environmental risk perception for each manager according to the frequency of answers, and the mean of the scores represented by the black line (0 = null perception; 1 = low perception; 2 = medium perception; 3 = high perception). (A) the frequency of answers of Manager 3; (B) the frequency of answers of Manager 4; (C) the frequency of answers of Manager 2; (D) the frequency of answers of Manager 1; (E) the frequency of answers of Manager 5; and (F) the frequency of answers of Manager 6. On the left there are managers showing a low perception of the total environmental risk (A, B, and C graphs), while the cases D, E and F represent managers who display higher risk perception (Fig. 2). he general indication emerging from igure 2 is that cases A and C show the lowest perception of environmental risk associated with the activities carried out in the harbor under study, highlighted by the mean that is on the 0-value (absence of perception). Moving to the results of the objective assessment of total environmental risk, the application of the model allows us to assess diferent risk levels in San Foca harbor. In particular, the new part of the harbor displays the lowest levels of harbor risk (Fig. 3). 217

218 Donatella Valente et al. Figure 3: Map of the total environmental risk with different risk levels in San Foca harbor. Figure 4: Comparison between the subjective and objective assessments of environmental risk in the framework of environmental security (M1 = Manager 1; M2 = Manager 2; M3 = Manager 3; M4 = Manager 4; M5 = Manager 5; M6 = Manager 6). On the other hand, the inner harbor shows the higher levels of environmental risk. his is further worsened by increased distance from the harbor mouth and by decreased water turnover rate. Considering the harbor as a socio-ecological system, where humans are an essential part of it, the results of subjective and objective assessments need to be integrated to evaluate the environmental state of San Foca marina. he comparison between subjective and objective results allows the tracing of a more solid estimate of environmental security in diferent areas of the harbor (Fig. 4). First of all, the environmental security of the diferent parts of the harbor is characterized by a mismatch between objective and subjective assessments. his divergence is relevant in the inner part of the harbor, where managers 1, 2, 3 and 4 show a high perception of security while, objectively, environmental risk is high. In the framework of environmental security these conditions can be attributed to case (b) (Fig. 1), which can be considered as the most risky, because even though environmental quality is at risk, managers are not aware of it and, consequently, they might not take efective decisions. In the new part of the harbor, that mismatch is less dangerous because even though environmental quality is high (low environmental risk), manager 5 perceives quality to be low (case c, Fig. 1), so that he could make potential preventive choices that are not really needed, but that nevertheless keep environmental risk low. Luckily, manager 6, which is an institutional body regarding monitoring and control activities of the whole harbor, shows a high perception of environmental risk, representing a guarantee for the environmental security of San Foca marina. 218

219 The management of the marinas in the context of environmental security Conclusions In management processes, there are multiple environmental perceptions introduced by the diferent actors: decision-makers, public, media, and all the relevant stakeholders. Among all these actors, decision-makers are the most directly involved in evaluating options and perceiving problems when a decision is taken. When numerous decision-makers have to take decisions in the context of the same system (e.g., marinas), the situation becomes even more complicated. Understanding the diferent perceptions of managers is crucial in the context of marinas where people making the decisions play an important role in increasing or mitigating the environmental pressures related to the activities carried out. Managers play an important role in the context of environmental security, because they can mitigate the environmental risk, increasing the security of a particular harbor and, more in general, of the surrounding environment. To this aim, spatially explicit assessments of environmental risk and an awareness of such risk by managers are essential and represent an integration of traditional ecological risk assessment that gives less attention to spatial characteristics. In addition, the presence of ecological risk thresholds can be meaningless if nobody perceives them. Consequently, to cope with the problem of the risk in a more efective manner is better to think of it as socio-ecological risk. By means of the production of maps and scenarios, a irst indication about potential environmental risk can also support the possible program of monitoring activities, making them more efective. Furthermore, the simple reading of maps can improve managers perception of environmental risk, supporting them in the decision process, with suggestions about where and how much it is necessary to mitigate the risk. Marinas are an economic opportunity existing in places characterized by a high value in terms of recreational ecosystem services, such as serenity, beauty, cultural inspiration and recreation (Costanza et al., 1997). All these services are heavily dependent on biodiversity, so that the maintenance of species and habitat diversity becomes of primary importance for the quality of human life (Vitousek et al., 1997). hus, the maintenance of environmental security of marinas can be a guarantee for the maintenance of the security of essential ecosystem services. 219

220 Donatella Valente et al. References Costanza, R., d Arge, R., de Groot, R., Faber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., O Neill, R. V., Paruelo, J., Raskin, R. G., Sutton, P., & van den Belt, M. (1997) he value of the world s ecosystem services and natural capital. Nature, 387, Fabiano, M., Marin, V., Moreno, M., Paoli, C., Vassallo, P., & Vezzulli, L. (2006) Assessment of the environmental status of a marina s water and sediments. Guidelines: Environmental Quality and Tourism Development at a Local Level: New Ways Towards Governance, LIFE04 ENV/IT/00437 Project: PHAROS. Available at: Petrosillo, I., Valente, D., Zaccarelli, N., & Zurlini, G. (2009) Managing marinas: Are managers aware of the real environmental risks? Marine Pollution Bulletin, 58, Simoni, M., & Allen, P. (1998) Public Perception of Risk Management in Environmental Controversies, A U.K. Case Study. Risk, Health, Safety & Environment, 9, 309. Sokal, R. R., & Rohlf, J. F. (1994) Biometry: he Principles and Practices of Statistics in Biological Research, third ed., Freeman W.H. Vassallo, P., Marin, V., Moreno, M., Paoli, C., Vezzulli, L., & Fabiano, M. (2006) Model for the analysis of potential vulnerability in tourist harbours (in Italian). Guidelines: Environmental Quality and Tourism Development at a Local Level: New Ways Towards Governance, Technical Annex (CD-ROM). LIFE04 ENV/IT/00437 Project: PHAROS. Available at: it/pratiche/porti/fondali/modello.pdf. Vitousek, P. M., Mooney, H. A., Lubchenco, J., & Melillo, J. M. (1997) Human domination of earth ecosystems. Science, 277, Zurlini, G. & Müller, F. (2008) Environmental Security. In: Jorgensen, S.E., Fath, B. D. (Eds.), System Ecology, Encyclopaedia of Ecology. ELSEVIER, Oxford, 2,

221 Come apprezzare i servizi offerti dagli ecosistemi?

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223 Il valore delle funzioni del bosco nella percezione delle comunità locali: un caso di studio nel comune di Trento Forest values in local communities perception: a case study in the municipality of Trento Maria Giulia Cantiani 1 *, Isabella De Meo 2, Federica Maino 3 & Alessandro Paletto 2 1 Laboratorio di Ecologia, Dipartimento di Ingegneria Civile e Ambientale, Università di Trento, via Mesiano 77, Trento 2 Consiglio per la Ricerca e la Sperimentazione in Agricoltura, Unità di ricerca per il Monitoraggio e la Pianiicazione Forestale (CRA-MPF) 3 Istituto per lo Sviluppo Regionale e il Management del Territorio, EURAC research, Viale Druso 1, Bolzano *mariagiulia.cantiani@ing.unitn.it Abstract Il presente contributo illustra i risultati di una ricerca volta ad evidenziare il valore attribuito alle diverse funzioni del bosco da parte degli abitanti del Comune di Trento. L indagine è stata condotta con un processo di tipo incrementale-partecipativo, per mezzo di un questionario autocompilato. I risultati mostrano che alla macro-categoria che raggruppa i valori economici del bosco viene attribuito un valore sensibilmente più basso, rispetto ai valori sociali ed ambientali. Introduzione Il bosco è un ecosistema complesso, in grado di svolgere una molteplicità di funzioni e di fornire beni e servizi utili alla società (Führer, 2000). Il concetto di multifunzionalità delle foreste, nonostante abbia subito svariati sviluppi e perfezionamenti a partire dalla formulazione originaria data da Viktor Dieterich nei primi anni 50 (Hytönen, 1995), resta uno dei paradigmi principali della gestione delle foreste in Europa (Vyskot et al., 2003). Le foreste assolvono a quattro tipi di funzioni (Fernand, 1995): di utilità, di realizzazione, percettive e protettive. La funzione di utilità considera la foresta come una fonte di materie prime e redditi, mentre la funzione di realizzazione comprende le attività ricreative in foresta (sportive, caccia, pe- 223

224 Maria Giulia Cantiani et al. sca e raccolta di prodotti del sottobosco). La funzione percettiva è soggettiva per ciascun individuo e include la percezione sociale attribuita all esistenza della risorsa o all esperienza diretta passata in foresta. La funzione protettiva riguarda la protezione delle specie loristiche e faunistiche e dell ecosistema, così come la protezione idrogeologica. La valutazione dell ecosistema forestale è il processo attraverso il quale viene attribuito un valore ai beni e servizi forniti dalle foreste (Farber et al., 2002). Attribuire un valore signiica, in termini riduttivistici, stimare il valore monetario di ciascun bene e servizio oppure, in termini olistici, risalire alla scala di valori che ciascun individuo attribuisce ai singoli aspetti del bosco. Nella scienza economica neoclassica, ed in particolare secondo la scuola marginalista, attribuire un valore ad un bene signiica valutare l importanza dell ultimo bisogno, in ordine d importanza, che suddetto bene riesce a soddisfare considerando la sua disponibilità limitata (Menger, 1976). Questa scuola di pensiero male si applica alla valutazione dei beni ambientali per una serie di caratteristiche intrinseche a questi beni, ma consente di comprendere come la valutazione, per gli economisti, signiichi attribuire un valore monetario attraverso un approccio dall alto di stampo tecnocratico-razionalista (Buttoud & Yunusova, 2002). La multifunzionalità, secondo questo approccio, si riferisce al fatto che un processo produttivo può fornire molteplici outputs e in virtù di questo soddisfare molteplici bisogni della società (OECD, 2001). Pertanto, la gestione forestale è concepita come un attività economica in grado di produrre beni e servizi riconducibili, direttamente o indirettamente, ad un valore monetario (Krieger, 2001; Pearce, 2001). Nelle scienze sociologiche attribuire un valore signiica fare riferimento ad un sistema di valori o meglio alla costellazione di norme e precetti che guidano i giudizi e le azioni umane (Farber et al., 2002). I valori, in quanto fatti sociali, vengono fatti propri da individui e gruppi sociali orientando il loro agire ultimo, pertanto la loro valutazione può avvenire soltanto attraverso un approccio dal basso di tipo incrementale-partecipativo (Buttoud & Yunusova, 2002). I valori possono essere universalmente condivisi oppure possono essere legati a particolari contesti culturali come la foresta, che è portatrice di un pluralismo di valori fortemente variabile a seconda delle condizioni culturali, sociali ed economiche. Un ulteriore distinzione, speciica per le risorse naturali, è quella che diferenzia il valore intrinseco da quello strumentale (Vilkka, 1997). Il valore intrinseco di un bene o di un azione è misurato sulla base del contributo che esso fornisce al mantenimento dell integrità dell ecosistema di per sé, indipendentemente dalla soddisfazione umana (Leopold, 1949). Viceversa, 224

225 Il valore delle funzioni del bosco nella percezione delle comunità locali il valore strumentale è un concetto fortemente antropocentrico che prende in considerazione le preferenze umane (Justus et al., 2009). A partire da queste considerazioni il presente lavoro, seguendo un approccio di tipo sociologico, si focalizza sulla messa a punto di un sistema di valutazione dei valori strumentali del bosco attraverso un processo di tipo incrementale-partecipativo, basato sulle preferenze espresse da un campione di cittadini nei confronti delle funzioni del bosco. Materiali e metodi La metodologia di valutazione è stata sperimentata in un caso studio nel comune di Trento. Il comune, caratterizzato da un estensione territoriale di ha e da una popolazione residente pari a abitanti (densità demograica di 723 abitanti/km 2 ), per le caratteristiche ambientali e socio-economiche del territorio è stato considerato adatto ad una valutazione delle funzioni del bosco di tipo partecipativo. Infatti tale processo, in cui i valori sono il frutto delle preferenze espresse dalla popolazione e non il risultato di una valutazione fatta da esperti, bene si presta ad essere condotto in realtà come quella trentina, in cui il bosco connota profondamente il contesto socioeconomico e culturale e il legame degli individui con il territorio poggia su una ben radicata consuetudine alla frequentazione del bosco, sulla buona conoscenza degli ecosistemi forestali e sulla consapevolezza che essi sono il frutto di una lunga interazione tra l uomo e il bosco (Betta et al., 2009). La città di Trento si sviluppa lungo le rive dell Adige, la cui valle costituisce il cuore del sistema insediativo e produttivo trentino, accogliendo attività e servizi di livello superiore, con forti relazioni a scala provinciale e sovralocale. Il nucleo cittadino localizzato nella zona di fondovalle è densamente ediicato ed accoglie funzioni residenziali, produttive e di servizio, mentre il sistema collinare è a prevalente destinazione residenziale. Questa distinzione di tipo geograico-insediativo è stata valutata rilevante anche in termini sociali, pertanto si è deciso d indagare 6 Circoscrizioni di cui 4 appartenenti all area collinare (Povo, Villazzano, Oltrefersina e Argentario) e 2 al centro cittadino (San Giuseppe Santa Chiara, Centro Storico Piedicastello). L indagine, volta a far emergere i valori del bosco attribuiti da parte della popolazione residente, è stata condotta nel periodo tra novembre 2005 e giugno 2006, utilizzando come strumento d indagine il questionario strutturato autocompilato. La numerosità campionaria è stata calcolata a partire dalle famiglie presenti in 225

226 Maria Giulia Cantiani et al. anagrafe al 31 dicembre 2004, stratiicato per Circoscrizione in modo proporzionale. L estrazione è stata efettuata in modo casuale dall Anagrafe della popolazione del Comune di Trento il 18 luglio La somministrazione del questionario è stata efettuata per via postale lasciando sei settimane di tempo per la compilazione; al questionario sono state allegate le istruzioni per la compilazione e una lettera di presentazione riportante le inalità dell indagine. Il questionario è stato strutturato ripartendo le domande in 4 blocchi (informazioni personali del rispondente; la sua visione del bosco; bosco e società; informazioni sul bosco) al ine di evitare l afaticamento dei rispondenti (Adamowicz et al., 1998). Complessivamente sono stati proposti 56 quesiti inalizzati ad indagare i seguenti cinque temi d indagine (Maino et al., 2006): il legame della popolazione con il territorio montano e la frequentazione del bosco; le funzioni attribuite al bosco ed in particolare il valore che viene ancora oggi riconosciuto alla risorsa legno; la percezione della gestione forestale e dei cambiamenti del paesaggio; conoscenze, emozioni e suggestioni dei cittadini rispetto al bosco; la volontà e il desiderio di partecipazione. All interno del blocco bosco e società è stata predisposta una speciica domanda ( Secondo lei, quale ruolo riveste il bosco per la società? ) volta a far emergere la percezione da parte dell intervistato delle singole funzioni forestali ed indagarne il sistema di valori. Tale domanda, formulata a risposta chiusa così come tutte le altre presenti nel questionario, lasciava all intervistato la possibilità di esprimere, nei confronti delle diverse possibilità di risposta, il proprio accordo/disaccordo secondo una scala di valori da 0 (per niente d accordo) a 10 (pienamente d accordo). Tra i ruoli del bosco venivano riportate, in forma semplice e comprensibile agli intervistati, le principali funzioni assolte dal bosco (Tab. I). Le singole funzioni sono state successivamente ricondotte, attraverso un processo logico-deduttivo, ai principali gruppi di valori forestali. Secondo Ritter e Dauksta (2006) è possibile ricondurre le funzioni assolte dalle foreste a tre gruppi fondamentali di valori: 1. valori economici: comprendono tutte quelle funzioni inalizzate a creare reddito e/o opportunità lavorative; 2. valori sociali: fanno riferimento a quegli aspetti che hanno un impatto positivo sul benessere umano e sulla qualità della vita; 3. valori ambientali: includono tutte quelle funzioni strettamente legate alla protezione degli ecosistemi naturali, degli habitat e della biodiversità loristica e faunistica. 226

227 Il valore delle funzioni del bosco nella percezione delle comunità locali Secondo questa impostazione gli aspetti estetici (contemplazione del paesaggio) e ricreativi sono stati ricondotti ai valori sociali, quelli legati al mercato del legname e allo sviluppo dell economia turistica locale ai valori economici ed inine la conservazione della diversità naturale, la protezione idrogeologica, il miglioramento della qualità dell aria e la mitigazione dei cambiamenti climatici a quelli ambientali. Tabella I: Funzioni forestali investigate nel questionario. Codice a b c d e f g h Descrizione Un importante elemento del paesaggio Un luogo di rigenerazione e svago Un luogo dove ricavare legname da poter utilizzare Un importante elemento per lo sviluppo del turismo Un ambiente necessario per la sopravvivenza di molte specie viventi Un importante fattore di protezione contro frane, valanghe, inondazioni, Un sistema utile per migliorare la qualità dell aria Un sistema utile per contrastare l effetto serra Risultati L indagine ha coinvolto 721 nuclei famigliari (352 della zona collinare e 369 del centro cittadino) con un tasso di risposta del 35 %. Il risultato è stato ritenuto soddisfacente considerando che in ricerche di questo tipo generalmente tale tasso si attesta sul % (Montini, 2001), mentre l ISTAT riporta una percentuale media delle restituzioni dei questionari postali in autocompilazione pari al 10 % (Buratta & Sabbadini, 1989). Per quanto riguarda la domanda concernente le funzioni forestali, hanno risposto 242 individui, mentre è stata lasciata in bianco dal 33,5 % degli intervistati. È interessante osservare il tasso di non risposta interno a ciascuna funzione espressa dal bosco, poiché si denota come alcune funzioni risultino meno conosciute dagli intervistati rispetto ad altre. Ad esempio il 7,9 % non si è espresso in merito al ruolo del bosco per contrastare l efetto serra, mentre soltanto l 1,7 % si trova in analoga situazione di non risposta per il ruolo del bosco nel migliorare la qualità dell aria. L analisi descrittiva dei risultati, considerando le funzioni aggregate nelle tre macro-categorie di valori (Tab. II) fa emergere come la popolazione del comune di Trento tenda ad attribuire un valore maggiore agli aspetti ambientali del bosco (me- 227

228 Maria Giulia Cantiani et al. dia macro-valori ambientali = 9,36), mentre il valore più basso è espresso nei confronti degli aspetti economici (media macro-valori economici = 6,94), con un picco negativo nei confronti della funzione di produzione legnosa (media funzione c = 6,42). Il valore più elevato per funzione è espresso nei confronti della protezione idrogeologica (media funzione f = 9,52) che, seguendo l impostazione dell UNCED Forest Principles (1992), è stata fatta rientrare nei valori ambientali. I dati riportati in forma aggregata per macro-categoria di valori sono stati messi in relazione con la zona di residenza degli intervistati (circoscrizione del centro città o della collina), al ine di valutare se la vicinanza isica col bosco possa in qualche modo inluenzare l attribuzione del valore alle diverse funzioni da questo espresse. I valori illustra ti in tabella III indicano che le persone che vivono nelle zone collinari assegnano un valore superiore solo alle funzioni sociali (8,55 rispetto a 8,91) rispetto alle persone residenti nel centro della città, ma non è stata rilevata diferenza signiicativa. Tabella II: Statistiche descrittive per funzioni e macro-categorie di valori (242 questionari). Funzioni a b c d E f g h Macro-categorie valori Sociali Economici Ambientali Media funzioni 8,97 8,38 6,42 7,45 9,24 9,52 9,46 9,20 Dev.St. funzioni 1,78 1,95 2,77 2,48 1,58 1,07 1,33 1,54 Media macro-categorie valori 8,68 6,94 9,36 Tabella III: Valori forestali per circoscrizione (242 questionari). Circoscrizione Valore economico Valore ambientale Valore sociale Centro 7,02 9,38 8,55 Collina 6,83 9,35 8,91 Discussione e conclusioni Il limitato valore che viene attribuito alla funzione economica del bosco, sembra essere in linea con la tendenza comune a tutti i paesi industrializzati in cui, a partire dall immediato dopoguerra, si è assistito al crescere dell interesse verso la componente sociale ed ambientale delle foreste, mentre contemporaneamente andava a diminuire l interesse verso la produzione legnosa (Tarrant et al., 2003; Kumar & Kant, 2007). 228

229 Il valore delle funzioni del bosco nella percezione delle comunità locali In particolare, come molte aree dell arco alpino, anche il Trentino negli anni 50 è stato interessato da un cambiamento dei modelli di sviluppo e da profondi mutamenti che hanno riguardato anche la percezione del bosco e dei suoi valori da parte delle comunità locali, trasformando l ordine di priorità nelle aspettative ed esigenze espresse dalla popolazione nei confronti del settore forestale (Cantiani et al., 1999). Nell attribuzione dei valori alle funzioni del bosco non emerge una diferenza di rilievo tra gli individui che vivono in centro città e quelli residenti nella fascia collinare, che come emerso in altra parte dell indagine (Betta et al., 2009) risultano invece frequentare assai maggiormente il bosco e fanno decisamente maggior ricorso all uso di legna come combustibile (40 % contro il 19 % del centro). La vicinanza i- sica sembra quindi inluenzare abitudini e comportamenti ma non tanto la sfera emotiva e percettiva degli intervistati. La possibilità di misurare dati qualitativi e giudizi di valore attraverso un indagine, quale quella illustrata nel presente contributo, può essere di grande utilità per chi si occupa della tutela e della gestione del patrimonio forestale della regione. Capire come la gente comune vede e usa il bosco, infatti, costituisce una base di conoscenze importante per orientare la gestione ed instaurare una proicua comunicazione tra autorità e cittadini. 229

230 Maria Giulia Cantiani et al. Bibliografia Adamowicz, W. L., Louviere J. & Swait J. (1998) Introduction to Attribute-based Stated Choice Methods. NOAA National Oceanic Athmospheric Administration,Washington, USA. Betta A., Cantiani, M.G., De Meo, I. & Maino, F. (2009) La percezione del bosco da parte delle comunità locali: un caso di studio nel Comune di Trento. 6, Buratta, V. & Sabbadini, L. (1989) Manuale di tecniche d indagine (n 3). Tecniche di somministrazione del questionario. Roma, ISTAT. Buttoud, G. & Yunusova, I. (2002) A Mixed model for the formulation of a multipurpose mountain forest policy. heory vs. practice on the example of Kyrgyzstan. Forest Policy and Economics, 4, Cantiani, M. G., Bachmann, P. & Bettelini D. (1999) Développements récents de la planiication forestière en Italie du Nord et en Suisse. Revue Forestière Française, v. special, Farber, S. C., Costanza, R. & Wilson, M. A. (2002) Economic and ecological concepts for valuing ecosystem services. Ecological Economics, 41, Fernand, J. (1995) Multiple-use forestry a concept of communication. In: Hytönen M. (editors), Multiple-use forestry in the Nordic countries, METLA, he Finnish Forest Research Institute. Führer, E. (2000) Forest functions, ecosystem stability and management. Forest Ecology and Management, 1, Hytönen, M. (1995) History, evolution and signiicance of the multiple-use concept. In: Hytönen M. (editors), Multiple-use forestry in the Nordic countries, METLA, he Finnish Forest Research Institute. Justus, J., Colyvan, M., Regan, H. & Maguire, L. (2009) Buying into conservation: intrinsic versus instrumental value. Trends in Ecology and Evolution, 24, Krieger, D. J. (2001) Economic Value of Forest Ecosystem Services: A Review. he Wilderness Society, Washington. Kumar, S. & Kant, S. (2007) Exploded logit modeling of stakeholders preferences for multiple forest values. Forest Policy and Economics, 9 (5), Leopold, A. (1949) A Sand Country Almanac. Oxford University Press, New York. Maino, F., Endrizzi, I., Martinelli, A. & Cantiani, M. G. (2006) La percezione del bosco da parte degli abitanti della città di Trento. Dendronatura, 2, Menger, C. (1976) Principles of Economics. Ludwig von Mises Institute, Auburn. Montini, A. (2001) L uso del questionario nella valutazione contingente. Fabio Nuti, Giappichelli Editore, Torino. OECD (2001) Multifunctionality towards an analytical framework. Agriculture and Food Directorate. OECD, Paris. Pearce, D. W. (2001) he economic value of forest ecosystems. Ecosystem Health, 7, Ritter, E. & Dauksta, D. (2006) Ancient Values and Contemporary Interpretations of European Forest Culture reconsidering our understanding of sustainability in forestry. In: Small-scale forestry and rural development: the intersection of ecosystems, economics and society, Proceedings of IUFRO 3.08 Conference, hosted by Galway-Mayo Institute of Technology, Galway, Ireland, June Tarrant, M. A., Cordell, H. K. & Green, G. T. (2003) PVF. A Scale to Measure Public Values of Forests. Journal of Forestry, 9, Vilkka, L. (1997) he Intrinsic Value of Nature. Value Inquiry Book Series, Helsinki. Vyskot, I., Kapounek, L., Krešl, J., Kupec, P., Macků, J., Rožnovský, J., Schneider, J., Smítka, D., Špaček, F. & Volný, S. (2003) Quantiication and Evaluation of Forest Functions on the Example of the Czech Republic. Ministry of Environment of the Czech Republic, Prague. UNCED (1992) Non-legally binding authoritative statement of principles for a global consensus on the management, conservation and sustainable development of all types of forests. Principles/Elements 1(b). Report of the United Nations Conference on Environment and Development. Rio de Janeiro, 3-14 June

231 Stima dei servizi ecosistemici a scala regionale come supporto a strategie di sostenibilità Evaluation of ecosystem services at regional scale as support to sustainability strategies Maria Angela Cataldi 1, Elisa Morri 2, Rocco Scolozzi 3 *, Nicola Zaccarelli 1, Riccardo Santolini 2, Daniela Silvia Pace 4, Marco Venier 4 & Claudia Berretta 2 1 Dip. di Scienze e Tecnologie Biologiche ed Ambientali, Università del Salento, Prov.le Lecce - Monteroni, Lecce 2 Dip. di Scienze dell Uomo dell Ambiente e della Natura, Università degli studi di Urbino, Campus scientiico Sogesta località Crocicchia, Urbino 3 Area Ambiente e Risorse Naturali, Fondazione Edmund Mach, IASMA Centro Ricerca e Innovazione, Via Edmund Mach, 1, S. Michele all Adige (TN) 4 Systema Naturae Fondazione per la Biodiversità Onlus (Roma), Accademia Nazionale dei Lincei, Via della Lungara , Roma *rocco.scolozzi@iasma.it Abstract I servizi e i beni erogati da ecosistemi (servizi ecosistemici, SE) sono essenziali al benessere dell uomo e allo stesso tempo supportano economie dalla scala locale a quella regionale e nazionale. D altra parte, solitamente, le valutazioni economiche tradizionali non considerano l insostituibilità o l irriproducibilità di tali risorse. La contabilità ambientale dovrebbe valutare il loro ammontare e specialmente la loro dinamica per supportare strategie di sostenibilità, anche a fronte di variazioni climatiche nel breve, medio e lungo periodo. In questo contributo si propone una prima stima dei servizi ecosistemici a scala nazionale, su base regionale, relativa a due inestre temporali, 1990 e Tale stima si basa su una revisione della letteratura riguardante la valutazione economica dei SE e una correzione locale per gli ecosistemi italiani. Tale calibrazione è stata costruita con un approccio expert-based attraverso il metodo dell indagine Delphi. Tra i fattori di correzione sono considerati la quota e la distanza da sorgenti di pressione (aree urbanizzate). Questi sono stati selezionati perché ritenuti tra i più inluenti sulla capacità degli ecosistemi di erogare SE tra quelli relativamente disponibili per l intero territorio italiano. 231

232 Maria Angela Cataldi et al. Il risultato di questa stima rappresenta in modo spazialmente esplicito un primo censimento dei SE a livello italiano, su base regionale. Tali informazioni, da ainarsi in seguito in termini di risoluzione spaziale e tematica, costituiscono già una base conoscitiva utile a deinire il capitale naturale italiano e a supportare strategie di sviluppo sostenibile. Introduzione I processi svolti dagli ecosistemi naturali supportano la vita sulla Terra, dal punto di vista antropocentrico, questi processi erogano beni e servizi (Servizi Ecosistemici, SE) da cui dipende il benessere umano. L erogazione di questi SE è sempre più minacciata, come recentemente riconosciuto nel Millennium Ecosystem Assessment (2005), dall impatto ecologico delle attività umane. I SE raramente sono contabilizzati o inclusi nelle priorità di politiche o di sviluppo, nonostante contribuiscano ad una parte rilevante dell economia e del valore economico dei territori in cui viviamo (Wilson et al., 2004). Esplicitare il valore economico di SE potrebbe facilitare l integrazione di aspetti ambientali nelle decisioni e scelte economiche. Soprattutto di fronte a piani e progetti, che modiicheranno le coperture e gli habitat (quindi gli ecosistemi), conoscere eventuali perdite in termini di funzioni o servizi può aiutare a operare scelte più sostenibili, sia in senso ecologico sia economico. Ormai sono numerosi le valutazioni sul valore economico dei SE a livello mondiale (da Costanza et al., 1997). Recentemente diversi autori rilevano la necessità di un integrazione della valutazione dei SE nei processi decisionali di pianiicazione e gestione sostenibile del territorio, a diferenti livelli scalari di analisi (de Groot et al., 2002). Per la realtà italiana sembrano piuttosto scarsi gli studi condotti, e solitamente limitati per area considerata e numero di SE considerati. La valutazione dei lussi di SE è un area di ricerca relativamente recente (Santolini 2008; Chiabai et al., 2009; Petrosillo et al., 2009). In particolare, sembra mancare una caratterizzazione esaustiva dei diversi SE alla scala regionale, alla quale operano gli strumenti di pianiicazione, che possa orientare i decisori verso scelte più consapevoli di un uso sostenibile delle risorse e dei territori. D altra parte, la valutazione economica di SE per vaste aree (es. sovra provinciali) è complessa e costosa. In questi casi si ricorre a una stima mediante il metodo detto ecosystem value transfer (Navrud & Bergland, 2001), un approccio estesamente applicato per ottenere una stima del valore economico di beni e servizi erogati dagli ecosistemi qualora non si disponga di dati e informazioni suicienti a causa di vincoli temporali o economici (NRC, 2005). Tale approccio si basa su analogie tra eco- 232

233 Stima dei servizi ecosistemici a scala regionale come supporto a strategie di sostenibilità sistemi valutati direttamente e quelli oggetto di valutazione (Nijkamp et al., 2008). I risultati sono credibili nella maniera in cui si riesce a provare queste analogie o si modiicano e adattano i valori di letteratura al caso in esame. L obiettivo del presente contributo è mostrare una prima stima dei servizi ecosistemici a scala nazionale, su base regionale, basata su un analisi della letteratura internazionale e una calibrazione locale. Nella prima parte è descritta la metodologia sviluppata per calibrare il value transfer sugli ecosistemi delle regioni italiane, a partire dai dati Corine Land Cover. Dopo aver esempliicato alcuni risultati, il lavoro si conclude con alcune osservazioni sulle future applicazioni dell approccio adottato a livello nazionale e sulle implicazioni nel campo della pianiicazione e gestione del territorio. Materiali e metodi Nel presente studio la valutazione dei SE è consistita in un adattamento del metodo ecosystem value transfer, sulla base di dati di letteratura derivati dal database ECOVALUE (2004, e dei dati di copertura CORINE LAND COVER (CLC) riferiti al 1990 e al In dettaglio, il valore dei servizi ecosistemici è ottenuto mediante una sorta di somma pesata, in misurato in lusso annuo ( /anno): Dove: A k area totale uso del suolo k (in ha) P kf funzionalità dell uso del suolo k di erogazione del servizio f V f valore economico del servizio ecosistemico f (in /ha anno -1 ) Il valore V f è ricavato dalla letteratura economica. Il peso P kf, o fattore di funzionalità (tra 0 e 1), è stato deinito sulla base del parere degli esperti, tramite il metodo dell indagine Delphi. Tale metodo prevede un questionario somministrato individualmente e reiterato in più turni. A ogni turno sono forniti al rispondente le stime e i commenti di tutti gli altri. Il processo dovrebbe portare a una convergenza delle opinioni. I dati della letteratura economica sono stati ricavati dal database di ECO- VALUE, integrato con una revisione ed estensione della letteratura al Da que- 233

234 Maria Angela Cataldi et al. sta collezione di studi si sono selezionati quelli più pertinenti o più analoghi al caso di studio. Nello speciico sono stati raccolti o dedotti valori monetari espressi in 2007/ha di 10 servizi ecosistemici (come classiicati in ECOVALUE) potenzialmente erogati da ciascuna categoria di uso del suolo. Nella tabella I si presentano i valori medi derivati da letteratura dei SE potenzialmente erogati dalle diverse coperture, tale matrice non è completa poiché alcuni tipi di uso del suolo possono fornire solo alcuni SE, o non sono disponibili le relative valutazioni. Tabella I: Estratto della matrice dei valori medi (in 2007/ ha all anno) dei diversi SE per differenti usi del suolo. Climate and Atmospheric Gas Regulation Freshwater Regulation and Supply Nutrient Regulation Habitat Refugium, and biodiversity Aesthetic and Amenity Pollination Soil Retention and Formation Recreation Waste Assimilation Crop land Pasture - grassland Forest Barren Land Urban Green Beaches Freshwater - Wetland Saltwaterwetland Freshwater Saltwater La deinizione del peso P kf, speciico per ciascuna coppia copertura e servizio (CLC-SE), ha tenuto conto della diversa funzionalità dell uso del suolo k di erogazione del servizio f rispetto alle classi più generali di copertura usate nella letteratura (vedi Tab. I) e di uno dei due fattori locali, calcolati per ogni poligono CLC: quota e distanza da aree urbane. Così, l adattamento al caso Italia ha comportato una prima 234

235 Stima dei servizi ecosistemici a scala regionale come supporto a strategie di sostenibilità diferenziazione tra sotto-categorie di uso del suolo, distinguendo una diversa funzionalità di erogazione di SE ad esempio tra diversi tipi di bosco (latifoglie, conifere, misto), e una seconda calibrazione per distinguere diverse condizioni del contesto territoriale a parità di copertura. Le variabili quota e distanza sono state selezionate in base ad alcune assunzioni e alla limitata disponibilità di dati spaziali omogenei per tutto il territorio italiano. Si assume che la quota a scala nazionale possa discriminare a parità di uso del suolo una diversa capacità di erogare servizi ecosistemici, ad esempio si pensi al servizio di nutrient regulation di due aree boscate a latifoglie alla quota metri e Si assume che a parità di uso del suolo una diversa distanza da aree urbane abbia ripercussioni specialmente su alcuni servizi ecosistemici. Queste ripercussioni possono essere sia negative, si pensi alla funzione di habitat di un area umida a una distanza tra m o maggiore di 1500 m da una città, sia positive, si pensi al valore ricreativo di un bosco vicino alle abitazioni o remoto e dificilmente accessibile. Risultati La stima del peso, o funzionalità, è stata deinita da un gruppo di dieci esperti. Il gruppo ha svolto due focus group (a distanza) per concordare la variabile (tra quota e distanza) più signiicativa più rilevante per ciascun SE, gli intervalli numerici degli attributi quota e distanza, la qualità della relazione (positiva vs. negativa) tra il servizio e l attributo (quota-distanza). Dopo la prima deinizione è stata compiuta una seconda stima autonoma degli esperti (secondo il metodo dell indagine Delphi). La seconda stima ha portato a una certa convergenza dei pareri esperti, quindi a una deinizione più robusta dei fattori di correzione. Per brevità si riportano solo alcuni risultati della valutazione su base esperta dei SE a scala regionale. Nello speciico ci si riferisce ai servizi Regolazione climatica e dei gas atmosferici (Clima) e Regolazione dei nutrienti (Nutrienti). Il primo consiste nell insieme di processi biotici e abiotici supportati da componenti naturali o semi-naturali degli ecosistemi che inluenzano il bilancio chimico d atmosfera in svariati modi (es. bilancio CO 2 /O 2, regolazione dei livelli di SO x ). Il secondo servizio consiste nella capacità da parte di piante e animali, supportati da taluni ecosistemi, di utilizzare e trasformare (accumulare) azoto, potassio e zolfo (es. processo di nitriicazione per opera di batteri azoto-issatori). 235

236 Maria Angela Cataldi et al. Nella igura 1 si mostra l evoluzione dei lussi di valore dei citati SE per l Italia tra il 1990 e il Nello speciico, si può notare (Tab. II) che generalmente il servizio Nutrienti è diminuito e in misura maggiore rispetto al servizio Clima, soprattutto in Liguria ( 34,5 %) e Molise ( 19,2 %). Le uniche regioni in cui tale lusso di valore è aumentato sono la Sardegna (+1,1 %) e la Calabria (+0,9 %). Il servizio Clima è diminuito in modo poco signiicativo, con un massimo di perdita per l Umbria ( 0,7 %), altrove è invece aumentato, specie in Piemonte (+5,1 %). Figura 1: Valore complessivo regionale (in kilo-euro per ettaro) per il servizio di Regolazione climatica e dei gas atmosferici (sopra) e del servizio Regolazione dei nutrienti (sotto) e sua variazione fra il 1990 e 2000 sulla base dell elaborazione dei dati CORINE Land-cover. 236

237 Stima dei servizi ecosistemici a scala regionale come supporto a strategie di sostenibilità Tabella II: Andamento regionale e nazionale del valore economico in kilo-euro per i due servizi di Regolazione climatica e dei gas atmosferici (Clima) e del servizio Regolazione dei nutrienti (Nutrienti) e sua variazione percentuale rispetto all anno Discussione La valutazione economica dei SE ha assunto dal 1997 (Costanza et al., 1997) un importanza applicativa crescente, diventando strategica nella salvaguardia di quei processi territoriali che mantengono beni e servizi funzionali al benessere dell uomo e delle sue attività. Nonostante ciò, i SE in genere non sono ancora inclusi nei criteri di pianiicazione e gestione del territorio, i quali non tengono conto dei costi derivanti dal degrado e dalla perdita degli ecosistemi e delle loro funzioni. Esiste una controversia concettuale riguardo all uso di approcci economici applicati agli ecosistemi (Pimm, 1997; Norgaard et al., 1998). L approccio economico, infatti, è di natura antropocentrica e valuta gli ecosistemi secondo l utilità per l uomo. La stima del valore dei SE è inevitabilmente soggettiva in quanto i SE possono 237

238 Maria Angela Cataldi et al. essere percepiti in modo diferente da diversi soggetti in diversi contesti. Tuttavia, utilizzando strumenti e metodi dell economia è possibile giungere a indicazioni generali e condivisibili. Il termine monetario costituisce un metro comune che facilita le analisi dei costi e beneici e permette di valutare le criticità o le potenzialità associate a particolari misure di gestione da intraprendere e ai possibili scenari d intervento. I primi risultati presentati, relativi alla variazione del valore economico dei SE su base regionale, consentono di associare ai cambiamenti di uso del suolo modiiche nella fornitura potenziale di SE. Da queste informazioni si possono dedurre indicazioni su vulnerabilità e potenzialità tra regioni, che dovrebbero essere considerate nella deinizione di strategie di sviluppo futuro così come nella gestione attuale. Dai risultati preliminari emerge, ad esempio, che in alcune regioni i cambiamenti di uso del suolo hanno portato a una diminuzione importante del servizio di Regolazione dei nutrienti, con potenziale impoverimento della disponibilità per le attività agricole. Per il servizio di Regolazione climatica e dei gas atmosferici, invece, la variazione di coperture CLC non evidenziano signiicative variazioni. Lo studio presentato, ancora in via di sviluppo, presenta dei limiti, alcuni concernenti i dati disponibili, altri di tipo metodologico. Per esempio il dato di base, la copertura per l Italia secondo la classiicazione CORINE Land Cover, essendo stato prodotto per una scala di riferimento di 1: non permette di individuare le moltissime aree umide inferiori ai 25 ha e trascura la itta rete idrograica nazionale. Queste aree, anche se di ridotte dimensioni, sostengono molti SE e in modo molto eiciente. Dal punto di vista metodologico un limite consiste nello stimare l erogazione di SE solamente sulla base delle coperture di uso del suolo e di fattori di correzione topograici. Molte altre variabili, correlate a processi ecologici complessi, inluenzano la produttività di SE da parte di una stessa copertura. Un primo esempio è la supericie, alcuni processi sono sostenuti solo da aree con una minima estensione (efetto massa critica ): si pensi a un piccolo bosco, ad esempio, esso non svolge gli stessi servizi (es. regolazione del clima) svolti da una foresta. Un possibile sviluppo futuro di quest approccio è di introdurre ulteriori coeficienti di correzione, per considerare altri processi sottesi all erogazione di SE e per contestualizzare meglio il loro valore economico. Lo stesso approccio potrebbe essere ainato per alcune regioni target con l uso di altri dati, attualmente non disponibili per tutta Italia, quali la carta degli habitat derivati dal progetto Carta della Natura (ISPRA, 2009) e altri indicatori più signiicativi come l indice di valore ecologico e l indice di pressione, applicati alla carta degli habitat. 238

239 Stima dei servizi ecosistemici a scala regionale come supporto a strategie di sostenibilità Conclusioni La valutazione dei servizi ecosistemici (SE) in un dato territorio può essere di grande utilità per i decisori nel valutare gli efetti del cambiamento di uso del suolo sullo stesso benessere umano, legato inevitabilmente all erogazione dei SE. Nel presente studio si sono presentati i primi risultati di una stima di SE per tutto il territorio nazionale, tramite l approccio value transfer spazialmente esplicito. I risultati riguar dano i cambiamenti nell erogazione di SE a scala regionale dovuti al cambiamento di uso del suolo intercorso tra il 1990 e il Bibliografia Chiabai, A., Travisi, C. M., Ding, H, Markandya, A. & Nunes, P. A. L. D. (2009) Economic Valuation of Forest Ecosystem Services: Methodology and Monetary Estimates. Note di Lavoro della Fondazione Eni Enrico Mattei. Available at: Costanza, R., d Arge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., O Neill, R. V., Paruedo, J., Raskin, R. G., Sutton, P. & van den Belt, M. (1997) he value of the world s ecosystem services and natural capital. Nature, 387, de Groot, R. S., Wilson, M. A. & Boumans, R. M. J. (2002) A typology for the classiication, description and valuation of ecosystem functions, goods and services. Special Issue: he Dynamics and Value of Ecosystem Services: Integrating Economic and Ecological Perspectives. Ecological Economics, 41, Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale, ISPRA (2009) Progetto Carta della Natura. Available at: Millennium Ecosystem Assessment (2005) Ecosystems and Human Well-being: Biodiversity Synthesis Report. Island Press, Washington, DC. National Research Council (2005) Valuing Ecosystem Services: Toward Better Environmental Decision Making. National Academy Press, Washington, D.C. Nijkamp, P., Vindigni, G. & Nunes, P. A. L. D. (2008) Economic valuation of biodiversity: A comparative study. Ecological Economics, 67, Navrud, S. & Bergland, O. (2001) Value Transfer and Environmental Policy. EVE Policy Research Brief Series. Cambridge Research for the Environment. Norgaard, R. B., Collin, B., Values Reading Group (1998) Special Section: Forum on Valuation of Ecosystems Services. Ecological Economics, 25, Petrosillo, I., Zaccarelli, N., Semeraro, T. & Zurlini, G. (2009) he efectiveness of diferent conservation policies on the security of natural capital. Landscape and Urban Planning, 89, Pimm, S. L. (1997) he value of everything. Nature, 387, Santolini, R. (2008) Paesaggio e sostenibilità: i servizi ecosistemici come nuova chiave di lettura della qualità del sistema d area vasta. Riconquistare il Paesaggio, la Convenzione Europea del Paesaggio e la conservazione della biodiversità in Italia. MIUR, WWF Italia, Wilson, M., Troy, A. & Costanza, R. (2004) he Geography of ecosystem services: Maximizing the value of landscapes in land use conservation. Cultural Landscapes. M. Dietrich & J. van der Straaten (eds). Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, Netherlands. 239

240

241 Verso una mappatura dei servizi ecosistemici in ambito turistico alpino, caso della Val di Ledro (TN) Toward an evaluation of ecosystem services within alpine tourism, a case study at Ledro Valley (TN) Rocco Scolozzi 1 *, Alessandro Gretter 1, Cristina Orsatti 1 & Ilaria Goio 2 1 Area Ambiente e Risorse Naturali, Fondazione Edmund Mach, IASMA Research & Innovation Centre, Via Edmund Mach, 1, S. Michele all Adige, (TN) 2 Facoltà di Economia, Università di Trento, Via Inama 5, Trento *rocco.scolozzi@iasma.it Abstract Considerando la spesa totale dei turisti (2007) nella Valle di Ledro, divisa per la sua super icie, si potrebbe dedurre che il paesaggio ledrense sostiene in media entrate dell ordine di per km 2. Da quali variabili dipende questo valore territoriale? È possibile individuare aree o ecosistemi che maggiormente contribuiscono a tale valore? Nelle Alpi l industria turistica usa e consuma risorse del territorio che dipendono direttamente, o in modo mediato dalla cultura locale, dai servizi ecosistemici (SE). Questi servizi sono prodotti del funzionamento degli ecosistemi presenti nel territorio. Cosicché funzioni ecosistemiche di regolazione, di habitat, di produzione di beni locali, i valori d uso (es. ricreativo) e di non-uso (es. estetico) supportano le pubblicizzate risorse del territorio (i cosiddetti attrattori turistici), riassunti nello slogan natura, salute, arte e tempo libero. Stimare il valore economico di questi servizi, inteso come metro comune di misura e non come valore di vendita, permette di confrontare alternative di sviluppo (es. nuove infrastrutture vs. conservazione/ ripristino di ecosistemi), quindi orientare scenari di sviluppo concretamente sostenibili. In questo lavoro si propone un primo tentativo di localizzare lussi di utilità (o valori) provenienti dal funzionamento degli ecosistemi in un territorio. Nello speciico, partendo dal presupposto che gli utenti-fruitori dei SE sono quelli che determinano, con le loro scelte, gran parte del valore dei SE, si presentano i risultati di una prima campagna d indagine rivolta ai turisti della Valle di Ledro, fruitori esterni di risorse territoriali e servizi ecosistemici derivanti. La valle di Ledro, posta nella parte meridionale della Provincia Autonoma di Trento, ha caratteristiche geograiche che la rendono rappresentativa di molti processi socio-ecologici comuni in tutta la bio-regione alpina. 241

242 Rocco Scolozzi et al. Introduzione Il valore dei servizi ecosistemici, un concetto antropocentrico, dipende dall oferta di lussi di utilità erogati dagli ecosistemi e dalla domanda dell uomo-fruitore. Domanda e oferta sono eterogenee nello spazio e nel tempo, così lussi di utilità possono avere sorgenti difuse o puntiformi. La distinzione e deinizione delle sorgenti di valore è incerta e sfumata soprattutto per quei SE che dipendono in qualche modo dalla percezione dell utente-fruitore e dalla mediazione culturale del contesto (Plummer, 2009). Per questo motivo la complessità spaziale dei SE costituisce una frontiera e sida della ricerca applicata nell ambito della loro valutazione e quantiicazione. Ad ogni SE può essere associato un attributo spaziale e una modalità di fruizioni (Costanza, 2008; Tab. I). Tabella I: Caratterizzazione di servizi ecosistemici secondo attributi spaziali (Costanza, 2008). Ecosystem Service Spatial characteristic Code Carbon sequestration (NEP), Carbon storage Cultural/existence value Disturbance regulation/ storm protection Waste treatment, Pollination Biological control, Habitat/rifugia Soil formation, Food production/non-timber forest products, Raw materials Water regulation/flood protection Water supply, Sediment regulation/erosion control, Nutrient regulation Genetic resources, Recreation potential Cultural/aesthetic Global non-proximal (does not depend on proximity) Local proximal (depends on proximity) In situ (point of use) Directional flow related: flow from point of production to point of use User movement related: flow of people to unique natural features NProx Local InSitu Dir UserMov Alcuni SE esistono in quanto mediati dal contesto culturale e dipendono dalle pratiche di gestione e dalle modalità di valorizzazione da parte dei soggetti che costruiscono e mantengono il contesto di questi SE, o paesaggio culturale. Un esempio riconosciuto a livello europeo sono le formazioni erbose a Nardus (codice 6230, in base alla direttiva Habitat Natura 2000), le quali dipendono da un pascolamento tradizionale, purché non eccessivo. Spesso è il paesaggio culturale, e il suo insieme di pratiche e risorse sociali, che ospita e sostiene una risorsa territoriale (nell esempio, un habitat prioritario per la conservazione ma anche sito ricercato dal turismo naturalistico). Si possono riconoscere così sistemi socio-ecologici (Alessa et al., 2008) in cui il paesaggio culturale sostiene taluni SE e ne è a sua volta inluenzato. Special- 242

243 Verso una mappatura dei servizi ecosistemici in ambito turistico alpino mente il turismo delle Alpi dipende fortemente sia dalla dimensione culturale sia dalla dimensione ecologica dei paesaggi, che, d altra parte, hanno una lunga storia di gestione. Lo studio si colloca nell ambito dell analisi dei sistemi socio-ecologici, l obiettivo generale è quello di esplicitare processi socio-ecologici (Alessa et al., 2008; Lacitignola et al., 2007), frutto dell interazione tra processi ecologici e sociali in un dato contesto, per distinguere e modellare possibili elementi di resilienza e innovazione di questi sistemi. Nello speciico, l intento di questa prima fase è di esplicitare spazialmente e qualitativamente funzioni del territorio/paesaggio. Si tratta, quindi, di deinire i fattori che determinano un valore per il fruitore-turista, o funzionalità, e di identiicare le aree che supportano questi valori. Una domanda di ricerca successiva sarà quella di deinire relazioni qualitative tra intensità d uso di una risorsa e sua funzionalità, dove sullo sfondo vi è il concetto di uso sostenibile del territorio e delle sue funzioni. Materiali e metodi Per esplicitare spazialmente e qualitativamente funzioni e valori del territorio si è adottata una metodologia interdisciplinare, derivando cioè metodi e approcci dalle diferenti discipline dell antropologia, dell economia e dell ecologia del paesaggio e integrando (dove possibile) gli eterogenei risultati con strumenti propri dei sistemi informativi geograici (Geographical Information System, GIS). Nello speciico della prima campagna d indagine l attenzione è stata rivolta verso gli utilizzatori esterni del sistema valle di Ledro, in altre parole ai turisti e visitatori. In una fase preparatoria sono state raccolte informazioni sui principali attrattori turistici, tramite un esame dei materiali pubblicitari di analoghe valli alpine nella provincia di Trento (Valle di Non, Valle di Sole, Valli Giudicarie). Gli attrattori sono intesi come fattori di attrattività del luogo turistico, deiniti come categorie di elementi territoriali (es. il castello, il borgo storico, il prodotto locale) o di valori astratti (es. l ospitalità, la tranquillità). Questi fattori attrattivi possono avere una collocazione territoriale e attributi spaziali che inluenzano la loro fruibilità. Ogni fattore sottende a un particolare uso o fruizione con o senza consumo, ad esempio il camminare lungo la costa del lago (fruizione senza consumo), il raccogliere funghi nei boschi (fruizione con consumo). Il valore (o anche attrattività) dipende dal tipo di uso e dall intensità di uso, in en- 243

244 Rocco Scolozzi et al. trambi i casi. Nell esempio camminare con molti altri turisti lungo il lago può diminuirne il valore. Con la presenza di molti raccoglitori ci saranno meno funghi, così il bosco diventa meno attraente. I diversi usi sono connessi a processi naturali (es. crescita dei funghi) e culturali di riconoscimento (nell es. del lago: qualità percepita dell acqua, quindi condizioni troiche del lago). Oggetto dell indagine è la Valle di Ledro, territorio della dimensione di circa 150 km 2, posto nel Trentino Meridionale ai conini con la Lombardia e poco distante dal Lago di Garda. Il territorio è caratterizzato dalla presenza di un bacino semiartiiciale (il lago di Ledro) e da un estesa copertura forestale; il tutto organizzato attraverso la realtà amministrativa di sei comuni che dal gennaio 2010 hanno deciso di raggrupparsi in unica unità, il comune di Ledro. La presenza antropica in Valle è caratterizzata da circa 6000 abitanti residenti e da un lusso turistico annuo di quasi centomila unità, concentrato prevalentemente nel periodo estivo (Fig. 1). Figura 1: Due vedute della Valle di Ledro: Tiarno di Sotto (sinistra), lago di Ledro (destra). Per la deinizione dei fattori più importanti per la Valle di Ledro sono stati contattati alcuni turisti attraverso un lavoro di campo (Cliford & Marcus, 1986), utilizzando 11 osservazioni partecipanti 1 e 85 interviste etnograiche (Wolcott, 2004). Per avere un omogenea distribuzione del campionamento tra diverse tipologie di turista (es. sportivo, naturalista, in famiglia, pensionato) le interviste e le osservazioni sono state svolte in diferenti luoghi della valle in conformità a diverse fruizioni presupposte sulla base di una pre-analisi. Per la localizzazione dei valori come importanza percepita dai turisti è stato proposto un esercizio di mappatura dei valori, o value preference mapping (es. Ray- 1 L osservazione partecipante (shadowing) è parte del Lavoro di campo. È fondamentale strumento di distinzione tra ciò che viene detto e ciò che chi osserva e partecipa vede e attesta attraverso la propria presenza e esperienza dei fenomeni sul campo (Corbetta, 1999). 244

245 Verso una mappatura dei servizi ecosistemici in ambito turistico alpino mond et al., 2009). Tal esercizio è consistito nel chiedere di segnalare, tramite dieci adesivi verdi, su una stampa plastiicata di un ortofoto aerea i luoghi considerati, in base alla propria esperienza e conoscenza, più importanti o cui è attribuito il maggior valore. Per i luoghi più importanti potevano essere usati più di un adesivo, ino a esaurimento dei dieci disponibili. Il rispondente doveva riferirsi a una propria soggettiva deinizione di valore (es. d uso, di non-uso, afettivo) dei luoghi, questo per non inluire sulla valutazione. In seguito si chiedeva di individuare (con cinque nastri arancioni) i luoghi percepiti a rischio di perdita del valore attribuito, luoghi in qualche modo vulnerabili. L esercizio di cartograia è stato ripetuto 62 volte coinvolgendo 105 persone. Per aggregare le valutazioni si è calcolata una somma pesata delle preferenze, in cui il peso è stato deinito dal numero di nastri verdi sullo stesso luogo. Risultati I fattori di attrazione turistica principali, più pubblicizzati (vedi analisi materiali pubblicitari) e maggiormente riconosciuti (vedi consultazione dei turisti) si possono riassumere in cinque categorie astratte tra loro parzialmente sovrapponibili: muoversi/sport, vedere/panorama, sapori/prodotti locali, esperienza/scoperta culturale, ospitalità (Fig. 2). Questi attrattori o categorie possono essere proiettati su oggetti del territorio. Ad esempio, il sistema malga-pascolo costituisce il luogo per sapori/prodotti locali e esperienza/scoperta culturale. Agli stessi oggetti possono corrispondere uno o più servizi ecosistemici, per l esempio precedente: dal sistema malga emerge un valore o funzione di habitat (per la biodiversità dei pascoli alpini) e una funzione di produzione alimentare. La spazializzazione delle preferenze dei luoghi ha comportato una digitalizzazione di oggetti territoriali come riferiti dai rispondenti, in genere toponimi o siti ben riconoscibili (Fig. 3). Ovviamente tali aree (poligoni) sono da intendere solamente indicative di aree aventi una maggior concentrazione di valore, i cui conini sono incerti e possono essere ambigui. 245

246 Rocco Scolozzi et al. Figura 2: Schema concettuale delle relazioni tra attrattori turistici, elementi di paesaggio e servizi ecosistemici, con specifiche relazioni spaziali. Figura 3: Oggetti-luoghi del paesaggio Ledro riconosciuti dai turisti. 246

247 Verso una mappatura dei servizi ecosistemici in ambito turistico alpino Discussione e conclusioni In questa fase esplorativa d indagine si sono deiniti i principali attrattori, questo ha permesso di ipotizzare le diverse fruizioni del paesaggio/sistema turistico della Valle di Ledro. Le ipotesi derivate dalla letteratura sono state validate e ainate in base ad una consultazione estesa dei turisti. L uso di diversi approcci ha permesso una sorta di triangolazione tra riferimenti e dati. I primi risultati delle interviste e delle osservazioni dei partecipanti hanno permesso di interpretare e codiicare le mappe di valore deinite dagli stessi turisti. La percezione dei valori ambientali da parte dei fruitori fonda l attribuzione di valori a luoghi, intesi come elementi del paesaggio. A sua volta la percezione di tali valori è inluenzata da elementi culturali (non esplorati in questa fase) e da funzioni ecosistemiche. Il riconoscimento e l uso di talune o altre risorse territoriali, insieme alla loro gestione, modiicano il paesaggio stesso e i processi sociali ed ecologici che lo sostengono. Ad esempio al pascolo di sussistenza si sostituisce lo sfalcio incentivato da sussidi, motivati dalla frequentazione/attrazione turistica. L esplicitazione e deinizione di attrattori turistici come oggetti del paesaggio supporta l assunzione che i sistemi turistici nelle Alpi sono dei moderni sistemi socio-ecologici. La deinizione di attrattori turistici e la localizzazione dei processi di supporto a questi attrattori è un esercizio complesso. I limiti diicilmente riducibili derivano principalmente dal fatto che tali attrattori e processi non hanno una precisa collocazione territoriale e che dipendono dalla percezione soggettiva di fruitori e attori/gestori del paesaggio. Inoltre, la funzionalità degli ecosistemi è diicilmente determinabile e di conseguenza la produttività dei servizi ecosistemici derivanti può essere solo stimata e con signiicativi gradi d incertezza. In ogni caso, localizzare tali attrattori può orientare l attenzione sulle relazioni tra processi ecologici e quelli cognitivi del turismo, specie nel disegno di strategie di gestione o di sviluppo. Se i valori di una risorsa/processo di paesaggio sono mediati dal riconoscimento, anche la capacità portante può dipendere da percezioni e riferimenti cognitivi, vedi il caso di congestione di un sentiero o un area pic-nic. Individuare tali possibili conlitti o semplicemente competizioni con metodi multidisciplinari può contribuire a comprendere le dinamiche di trasformazione in atto e orientare azioni per gestire la loro evoluzione. 247

248 Rocco Scolozzi et al. Ringraziamenti Quanto presentato in questo contributo rientra nel primo anno di attività del progetto di ricerca Public policies and local development: innovation policy and its effects on locally embedded global dynamics (OPENLOC), inanziato dalla Provincia Autonoma di Trento ( Linea Grandi Progetti ) e diretto dall Università degli Studi di Trento, Facoltà di Economia ( Bibliografia Alessa, L., Kliskey, A. & Brown, G. (2008) Social-ecological hotspots mapping: A spatial approach for identifying coupled social-ecological space. Landscape and Urban Planning, 85, Cliford, J. & Marcus, G. E. (1986) Writing culture: he poetics and politics of ethnography. California. Corbetta, P. (1999) Metodologia e tecnica della ricerca sociale. Il Mulino, Bologna. Costanza, R. (2008) Ecosystem services: multiple classiication systems are needed. Biological Conservation, 141, Lacitignola, D., Petrosillo, I., Cataldi, M. & Zurlini, G. (2007) Modelling socio-ecological tourism-based systems for sustainability. Ecological Modelling, 206, Plummer, M. L. (2009) Assessing beneit transfer for the valuation of ecosystem services. Frontiers in Ecology and the Environment, 7, Raymond, C. M., Bryan, B. A., MacDonald, D. H., Cast, A., Strathearn, S., Grandgirard, A. & Kalivas, T. (2009) Mapping community values for natural capital and ecosystem services. Ecological Economics, 68, Wolcott, H. F. (2004) he art of ieldwork. Altamira Press, Lanham, MD. 248

249 Ricostruzione nell Orto Botanico di Napoli di un ambiente lagunare (mangrovieto) delle aree costiere tropicali di Veracruz, Messico Reconstruction of a lagoon environment (mangroves) of tropical coastal areas of Veracruz, Mexico, in Naples Botanical Garden Bruno Menale, Giancarlo Sibilio* & Gioacchino Vallariello Orto Botanico di Napoli, Università degli Studi Federico II, Via Foria 223, Napoli *gsibilio@unina.it Abstract Nel presente lavoro, vengono presentati i mangrovieti dell area tropicale del Messico in prossimità delle lagune di Catemaco ed è descritto il nuovo settore espositivo dell Orto Botanico di Napoli dedicato a questi ecosistemi ed a quelli delle foreste tropicali messicane. Vengono descritte le caratteristiche tecniche del nuovo spazio espositivo ed elencate le specie attualmente messe in coltivazione. Inine viene proposta una rassegna dei beni e dei servizi ecosistemici che è possibile trattare durante le visite guidate, al ine di sensibilizzare il pubblico verso le tematiche concernenti la conservazione di questi importanti ma delicati ecosistemi. La ricostruzione del mangrovieto nell Orto Botanico di Napoli ha consentito di realizzare uno nuovo spazio multisensoriale ed un laboratorio multidisciplinare dove afrontare i temi della conservazione. Introduzione I mangrovieti rappresentano ecosistemi complessi delle aree costiere e dei delta dei iumi delle zone a clima tropicale del pianeta. Sono foreste costituite da gruppi di piante non strettamente imparentate tra loro e con diverso habitus, in grado di tollerare la presenza di acqua salmastra con diferenti livelli di salinità e suoli regolarmente soggetti al lusso delle maree. Le mangrovie sono formazioni uniche e signiicative; la loro collocazione e le caratteristiche proprie di questi ecosistemi ne determinano una polifunzionalità nei confronti degli ecosistemi terrestri e marini. Purtroppo le aree occupate dalle mangrovie sono soggette ad una conversione in altre attività produttive, divenendo superici agricole, foreste da legna, saline e soprattutto 249

250 Bruno Menale et al. impianti di acquacoltura per l allevamento dei gamberi (Ronnback, 1999). Nell ambito di una sempre più spinta globalizzazione, le tematiche di conservazione si estendono oltre i conini di un paese. Molte comunità biologiche di importanza planetaria sono spesso ubicate in aree del pianeta depresse economicamente, dove l uso delle risorse del territorio come fonte di sussistenza è maggiormente marcato e non esistono o non è possibile attuare piani di conservazione eicaci. La ricostruzione di un mangrovieto nell Orto Botanico di Napoli vuole fornire un laboratorio didattico per favorire la conoscenza di un ecosistema poco conosciuto e lontano dalla realtà del Mediterraneo e promuoverne la conservazione. Il mangrovieto della Laguna di Alvarado (Veracruz) Il mangrovieto realizzato nell Orto Botanico di Napoli è dedicato all area della laguna di Alvarado, uno dei sistemi estuario-lagunari più produttivi della parte orientale del Golfo del Messico (Fig. 1). Questa laguna si estende lungo le coste del Golfo occupando un area di circa 62 km 2. La laguna è interamente circondata da mangrovieti prevalentemente costituiti da mangrovie rosse (Rhizophora mangle L.), mangrovie nere (Avicennia nitida Sessé & Moc.) e mangrovie bianche (Laguncularia racemosa Gaertner il.). La laguna di Alvarado gioca un ruolo cruciale nella produttività delle aree circostanti. Essa costituisce un importante sito di conservazione, ospitando molte specie minacciate di estinzione ed oltre 100 lagune minori ed interne occupate da foreste di mangrovie. Inine l intero sistema lagunare sostiene una delle più grandi popolazioni al mondo di lamantino (Trichechus manatus L.) e naturalmente costituisce un hotspot di diversità faunistica in generale (Vazquez-Yanes, 1980; Bronzo & Barney Guillermo, , Finn et al. 1999; Cruz-Escalona et al., 2007). 250

251 Ricostruzione nell Orto Botanico di Napoli di un ambiente lagunare (mangrovieto) Figura 1: Mangrovieto delle lagune interne di Alvarado, 2007 (A); segni delle variazioni del livello dell acqua sulle radici a trampolo (B); vista da satellite della laguna di Alvarado, Veracruz, (foto satellitare di Google Maps) (C). Il mangrovieto dell Orto Botanico di Napoli Il mangrovieto dell Orto Botanico di Napoli è stato realizzato all interno di una nuova serra che a completamento sarà interamente dedicata alla coltivazione di specie viventi nelle foreste pluviali tropicali del Messico. La nuova struttura, ubicata accanto alla Serra Merola, sostituisce una costruzione realizzata nel 1820 e dotata di una vasca per la coltivazione delle piante acquatiche nel 1913 (Pisano, 1992; Zecchino, 2005). All interno della serra, ampio spazio è occupato da una vasca ovoidale della profondità di 1,6 m (livello dell acqua: 1,4 m), della lunghezza di 9,9 m e larga 6,5 m. Al ine di collocare correttamente le mangrovie, all interno della vasca sono state realizzate tre aiuole in mattoni con pareti forate ad intervalli regolari così da permettere l uniforme distribuzione dell acqua e la sua circolazione. 251

252 Bruno Menale et al. Le mangrovie messe in coltivazione appartengono a specie comuni nell area di Veracruz, ad eccezione di Conocarpus erectus L. Esse sono nate da semi, ovvero da embrioni essendo le specie vivipare, raccolti in alcune spedizioni botaniche; gli esemplari più vecchi collocati nella nuova serra misurano circa 2,5 m di altezza, hanno un età di circa 10 anni ed erano tutti precedentemente coltivati nel complesso delle Serre Califano. Gli esemplari più giovani sono invece nati da piante già presenti nell Orto Botanico di Napoli; dopo numerosi sforzi, infatti, è stato possibile mettere a punto un protocollo di coltivazione cha ha consentito la ioritura e la fruttiicazione delle piante adulte ino a produrre nuovi embrioni utilizzati per la moltiplicazione. Nella serra la temperatura dell aria e dell acqua della vasca, l umidità e l irraggiamento solare sono gestiti da un sistema computerizzato che ne consente un monitoraggio costante. La temperatura dell aria può variare da 15 C notturni a 30 C diurni (in estate la temperatura diurna raggiunge i 38 C). La temperatura dell acqua della vasca è impostata a 22 C, l umidità relativa tra 50 e 75 %. Tali valori sono molto simili a quelli adottati nel progetto Biosphere 2 del Dipartimento di Biologia dell Università Georgetown di Washington (Finn, 1996). In relazione alla salinità dell acqua, al ine di ospitare specie galleggianti, sommerse e semisommerse, si è preferito utilizzare acqua dolce. Le mangrovie non richiedono acqua salata per sopravvivere, anzi il sale costituisce fonte di stress; in acque povere di sali il tasso di crescita tende ad aumentare. La stessa viviparia presente in alcune mangrovie sembra essere correlata al miglioramento delle capacità di sopravvivenza in acque salate; i sali tendono a ridurre la capacità di sviluppo dell apparato radicale dei giovani embrioni (Ball et al. 1998; Takemura et al. 2000; Ye et al. 2005). La vasca presenta un circuito misto per la regolazione della temperatura ed il iltraggio dell acqua. Attraverso una pompa sommersa parte dell acqua ritorna ad un impianto di riscaldamento e decalciicazione, previo passaggio in un iltro a centrifuga; un sensore misura la temperatura e se questa è inferiore a quella stabilita invia l acqua alla caldaia, facendo entrare nella vasca nuova acqua calda e decalciicata. Al ine di evitare il proliferare delle alghe e per favorire la pulizia supericiale dello specchio d acqua, è stato predisposto un iltro a caduta riempito unicamente con lana vetro. In tabella I viene riportato l elenco delle specie ospitate nella vasca. 252

253 Ricostruzione nell Orto Botanico di Napoli di un ambiente lagunare (mangrovieto) Tabella I: Elenco delle specie ospitate nella vasca: alcune specie hanno una provenienza esotica rispetto al biotopo prescelto; sono state tuttavia inserite per scopi didattici o in taluni casi per le caratteristiche comuni degli ambienti di provenienza. Mangrovieto Sommerse e semisommerse Epifite Fauna Avicennia nitida Jacq. Bacopa caroliniana B. L. Rob. Cryptocereus anthonyanus Alexander Conocarpus erectus L. B. monnieri (L.) Wettst. Epiphyllum oxypetalum (DC.) Haw. Anableps anableps L. Anodonta cygnea L. Laguncularia racemosa L. Cabomba aquatica DC. Myrmecodia platytyrea Becc. Rhizophora mangle L. C. caroliniana A. Gray Rhipsalis capilliformis F.A.C. Weber Acrostichum aureum L. C. piauhyensis Gardner Tillandsia aeranthos Desf. ex Steud. Ripariale Pachira aquatica Aubl. Cambarellus montezumae Saussure C. patzcuarensis Villabos Gambusia affinis Baird & Gilard Ceratophyllum demersum L. T. argentea Griseb. Hyphophorus helleri Heckel Ceratopteris siliquosa (L.) Copel. Echinodorus cordifolius (L.) Griseb. E. tenellus Buchenau T. butzii Mez Galleggianti Egeria densa Planch. T. caput-medusae E. Morren Aeschynomene fluitans Pete Azolla caroliniana Willd. Higrorhiza aristata Nees; Lemna major Griff. Limnobium laevigatum Heine Eichhornia azurea (SW.) Kunth T. cyanea Linden ex K. Koch Eichhornia crassipes Buchenau Eleocharis parvula Nees & Schauer Fontinalis antipyretica Hedw. Hydrocotyle leucocephala Cham. & Schltdl. T. bailey Rose ex Small Hypostomus plecostomus L. T. bulbosa Hook. Uca burgersi Holthius T. duratii Vis. T. ionantha Planch. T. ionantha scaposa L.B. Sm. T. juncea Willd. ex Steud Pistia stratiotes L. H. verticillata Turcz T. magnusiana Wittm. Salvinia natans Pursh Lobelia cardinalis L. T. oaxacana L.B. Sm. S. oblongifolia Martius Ludwigia glandulosa Walter T. recurvata L. Lysimachia nummularia L. Micranthemum micranthemoides Wetts. Riccia fluitans L. Victoria regia Lindl. T. schiedeana Steud. T. seleriana Mez T. stricta Sol. ex Sims T. streptophylla Scheidew ex C. Morren T. usneoides (L.) L. 253

254 Bruno Menale et al. Infopoint dei beni e dei servizi ecosistemici offerti dai mangrovieti Il nuovo spazio espositivo dell Orto Botanico di Napoli dedicato al mangrovieto (Fig. 2), oltre a costituire un laboratorio multidisciplinare per studi botanici, anatomici e di isiologia vegetale, rappresenta uno strumento utile per illustrare tematiche legate ai servizi ecosistemici oferti da questo tipo di foreste. Non sono inoltre da trascurare gli aspetti etnobotanici: sono infatti molteplici i prodotti utilizzati dall uomo e provenienti dai boschi di mangrovie. L immagine 6 di igura 2 riporta degli aghi in legno di mangrovia utilizzati per la tessitura delle reti; alcuni di questi aghi sono attualmente conservati presso la sezione di Etnobotanica del Museo di Paleo botanica ed Etnobotanica dell Orto. Ronnback (1999) e Walters et al. (2008) hanno illustrato dettagliatamente i servizi ed i beni prodotti dagli ambienti di mangrovia. In particolare negli studi condotti da Walters et al. si è cercato di quantiicare economicamente i servizi oferti da tali ambienti, un approccio spesso necessario al ine di promuovere adeguati piani di conservazione. Figura 2: 1) Vista del Mangrovieto dell Orto Botanico di Napoli 2) Prop root di Rhizophora mangle 3) Giovane embrione in fase di sviluppo 4) Infiorescenza di Laguncularia racemosa 5) Foglie di Acrostichum aureum e isola galleggiante a Salvinia oblongifolia 6) Ago (cucella) in legno di mangrovia rossa per la tessitura delle reti da pesca ad Antigua, Vercacruz, Messico. Alcuni di questi manufatti sono attualmente conservati presso la sezione di Etnobotanica del Museo di Paleobotanica ed Etnobotanica dell Orto Botanico di Napoli. 254

255 Ricostruzione nell Orto Botanico di Napoli di un ambiente lagunare (mangrovieto) Prodotti naturali Il numero di prodotti naturali che è possibile ricavare da un mangrovieto è notevole e può variare in funzione della ricchezza in specie. Di seguito viene presentato solo un elenco sintetico dei materiali principali: Carburanti (carbone, alcool, legna), materiali da costruzione di vario tipo, prodotti alimentari (crostacei, molluschi, pesci, tartarughe ed altra fauna, frutti e foglie commestibili, zucchero, miele, olio da cucina, bevande sostitutive del tè, aceto, bevande fermentate), utensili domestici (legno, colle, cere, incenso, ibre naturali, tinture, tannini), principi attivi (molecole farmacologicamente attive ed ancora poco studiate). Inoltre, le mangrovie forniscono materiali fertilizzanti, pesticidi naturali, carta e materie prime utili per le lavorazioni artigianali. I mangrovieti, inoltre, sono tra i principali ambienti da cui provengono pesci, piante ed altri materiali che vengono normalmente commercializzati nel prospero mercato dell acquarioilia. Servizi ecosistemici I mangrovieti forniscono una grande varietà di servizi ecosistemici che possono essere suddivisi in servizi di supporto, di consumo, di regolazione e culturali. Sui servizi ecologici forniti dai mangrovieti, Ronnback (1999) riporta che tali ambienti proteggono da maree, uragani e inondazioni, riducono l erosione litorale e dei iumi e forniscono un supporto bioisico ad altri ecosistemi, ad esempio bloccando i sedimenti sottili ed evitando così l intorpidimento delle acque più al largo che altrimenti comprometterebbe gli ecosistemi di barriera corallina. Lo stesso autore, inoltre, aferma che i mangrovieti costituiscono luoghi per la crescita degli avannotti e per l accoppiamento e l alimentazione di molte specie ittiche; si stima che in Australia il 67 % delle specie ittiche sia dipendente dai mangrovieti (NTGA, 2009). Tali ambienti costituiscono anche luogo di riparo, nidiicazione e crescita di molte specie di uccelli stanziali e migratori, sostengono la biodiversità e le risorse genetiche, sequestrano e riciclano materiali organici, nutrienti ed inquinanti, esportano materiale organico e nutrienti, ofrono una regolazione biologica dei processi e delle funzioni ecosistemiche, costituiscono un sistema biologico di resilienza, producono ossigeno e sequestrano carbonio. Costituiscono bacini d acqua e di ricarica delle falde sotterranee, promuovono la formazione di suolo e ne mantengono la fertilità, inluenzano 255

256 Bruno Menale et al. a livello globale e locale il clima, costituiscono un habitat per le popolazioni indigene, garantiscono la sussistenza delle popolazioni costiere, rappresentano un patrimonio culturale, spirituale, religioso ed artistico e costituiscono sia una fonte di informazioni scientiiche e di educazione ambientale, sia attrattori turistici e luoghi di ricreazione. Una quantiicazione economica di alcune delle funzioni ecosistemiche dei mangrovieti ci è fornita da Walters et al. (2008). Si stima, ad esempio, un valore nell attività di iltri biologici naturali delle acque di $ per ha/anno, mentre nella prevenzione dalle catastroi, erosione ed inondazione il loro valore può essere quantiicato in 3600 e 4700 $ per ha/anno. Inine, i mangrovieti hanno una capacità di sequestrare il carbonio stimata in 1500 kg per ha/anno. Conclusioni Attualmente si ritiene che gli ecosistemi di mangrovieto occupino una supericie inferiore ai 15 milioni di ha (stima del 2000) ed abbiano perso un quarto della loro estensione a partire dal 1980, quando era stata stimata una supericie di 19,8 milioni di ha (Wilkie et al. 2003). Le stime sulla loro estensione segnano ancora un trend negativo; soprattutto in passato molte aree sono state completamente distrutte. Nelle Filippine, tra il 1951 ed il 1988, il 67 % dei mangrovieti sono stati distrutti a favore dell allevamento dei gamberi (Kautsky et al. 2000). Tuttavia sono numerosi gli studi che evidenziano la possibilità di operare degli interventi di ripristino degli ambienti di mangrovieto con costi contenuti e buoni risultati nell arco di anni. In tal caso occorre sottolineare che sarebbero necessari maggiori studi al ine di catalogare le varie tipologie di mangrovieto; tali ambienti, infatti, assumono caratteristiche diverse in funzione delle varie combinazioni di idrologia e condizioni climatiche (Lewis III, 2005). L Orto Botanico di Napoli, nella realizzazione di un area espositiva di foresta di mangrovieto, cerca di aprire una inestra spazio-temporale al ine di illustrare a studenti e visitatori una realtà poco conosciuta. Le mangrovie e le aree lagunari rappresentano un bene comune e la partecipazione alla loro conservazione deve essere condivisa. Oltre a rivestire una funzione didattica, l area espositiva del mangrovieto dovrà pertanto sensibilizzare il pubblico sulla necessità di conservare questo tipo di ambiente. 256

257 Ricostruzione nell Orto Botanico di Napoli di un ambiente lagunare (mangrovieto) Ringraziamenti Si ringraziano: il Prof. Paolo De Luca per aver fortemente promosso questo progetto; il Dottor Mario Vazquez Torres, dell Università Veracruziana, per l aiuto fornito in Messico ed in Italia; il Sig. Mario Riccio, che si dedica costantemente alla nuova area espositiva e tutto il personale delle Serre Califano che da anni segue con cura le mangrovie dell Orto. Bibliografia Ball, M. C., Cochrane, M. J. & Rawson, H. M. (1998) Growth and water use of the mangroves Rhizophora apiculata and R. stylosa in response to salinity and humidity under ambient and elevated concentrations of atmospheric CO 2. Oceanographic Literature Review, 45, Bronzo, E. & Barney Guillermo, H. ( ) Studio di una popolazione di mangrovie nella Laguna di Alvarado (Veracruz, Messico). Delpinoa n.s., 37-38, Cruz-Escalona, V. H., Arreguìn-Sànchez, F. & Zetina-Rejòn, M. (2007) Analysis of the ecosystem structure of Laguna Alvarado, western Gulf of Mexico, by means of a mass balance model. Science Direct, Estuarine, Coastal and Shelf Science, 72, Finn, M. (1996) he mangrove mesocosm of Biosphere 2: Design, establishment and preliminary result. Elsevier, Ecological Engineering, 6, Finn, M., Kangas, P. & Adey, W. (1999) Short communication: Mangrove ecosystem development in Biosphere 2. Ecological Engineering, 13, Kautsky, N., Ronnback, P., Tedengren, M. & Troell, M. (2000) Ecosystem perspectives on management of disease in shrimp pond farming. Aquaculture, 191, Lewis III, R. R. (2005) Ecological engineering for successful management and restoration of mangrove forests. Ecological Engineering, 24, NTGA (Northern Territory Government of Australia) (2009) Mangrove Management in the Northern Territory he mangrove ecosystem. Northern Territory Government of Australia. Report. pdf/mangroves /2_mangrove_ecosystem.pdf. Pisano, P. (1992) Le Stufe dell Orto Botanico di Napoli, In AA.VV. (1992). L Orto Botanico di Napoli , a cura di Tommaso Russo, Graiche Cimmino, Napoli. Ronnback, P. (1999) he ecological basis for economic value of seafood production supported by mangrove ecosystems. Ecological Economics, 29, Takemura, T., Hanagata, N., Sugihara, K., Baba, S., Karube, I. & Dubinsky, Z. (2000) Physiological and biochemical responses to salt stress in the mangrove, Bruguiera gymnorrhiza. Aquatic Botany, 62, Vazquez-Yanes, C. (1980) Rhizophoraceae. Flora de Veracruz. Ed. Istituto Nacional de Investigaciones sobre Recursos Bioticos, Xalapa, Veracruz, Mexico, 12, Walters, B. B., Ronnback, P., Kovacs, J. M., Crona, B., Hussain, S. A., Badola, R., Primavera, J. H., Barbier, E. & Dahdouh-Guebas, F. (2008) Ethnobiology, socio-economics and management of mangrove forests: A review. Aquatic Botany, 89, Wilkie, M. L., Fortuna, S. & Souksavat, O. (2003) Changes in word mangrove area. FAO Report. org/docrep/article/wfc/xii/0903-b2.htm 257

258 Bruno Menale et al. Ye, Y., Tam, N. F., Lu, C. & Wong, Y. S. (2005) Efects of salinity on germination, seedling growth and physiology of here salt-secreting mangrove species. Elsevier, Aquatic Botany, 83, Zecchino, F. (2005) La realizzazione e l evoluzione dell Orto Botanico di Napoli. Delpinoa, 47, Pubblicato nel

259 Turismo balneare e percezione dei servizi ecosistemici nel Parco Naturale Regionale Litorale di Ugento (Lecce, Italia) Seaside tourism and perception of ecosystem s services in the Litorale di Ugento Regional Natural Park (Lecce, Italy) Nicola Zaccarelli 1 *, Simone Zecca 1, Marco Dadamo 2, Irene Petrosillo 1 & Giovanni Zurlini 1 1 Laboratorio di Ecologia del Paesaggio, Dipartimento di Scienze e Tecnologie Biologiche ed Ambientali, Università del Salento, Prov.le Lecce-Monteroni, Lecce 2 Scuola Superiore ISUFI Settore Patrimonio Culturale: Conoscenza e Valorizzazione, Università del Salento, Ex Convento dei Padri Domenicani, Corso Umberto I, Cavallino (LE) *nicola.zaccarelli@unisalento.it Abstract Il turismo balneare e la conservazione della natura in Provincia di Lecce dipendono pesantemente dalla disponibilità, dalla qualità e dalla quantità di un ampio spettro di servizi ecosistemici (SE) e dal capitale naturale (CN) del sistema della fascia costiera. Un indagine sulla percezione dei SE e del CN rilevanti per l attività turistica balneare è stata avviata nell estate del 2009 attraverso il coinvolgimento dei gestori degli stabilimenti balneari e sviluppando un apposito questionario improntato sullo schema D-P-S-I-R (Driving forces, Pressioni, Stato, Impatti, Risposte). La popolazione indagata include tutti gli stabilimenti lungo il tratto di costa sabbiosa del Parco Naturale Regionale Litorale di Ugento, uno dei tratti più importanti della Provincia di Lecce. I risultati mostrano come esistano diverse incongruenze nella percezione soggettiva dei SE e del CN, in particolare: i) i gestori valutano in modo errato il valore e l importanza di diversi habitat della fascia costiera oltre che il servizio di prevenzione dall erosione delle foglie di Posidonia oceanica; ii) esiste una valutazione incoerente fra impatti e pressioni associate alle attività di uno stabilimento balneare; iii) una scarsa sensibilità nella partecipazione ai programmi ed attività del Parco sul valore e l importanza del CN e dei SE. Le implicazioni di queste incoerenze di percezione sono discusse nel contesto della sicurezza ambientale (environmental security) e delle strategie di conservazione, sottolineando come l Ente Gestore debba operare al ine di superare tali problematiche per raggiungere non solo un maggior consenso ma anche una reale eicacia nelle azioni di gestione. 259

260 Nicola Zaccarelli et al. Introduzione I servizi ecosistemici sono generati a scale ecologiche diferenti, a volte sovrapposte (MEA, 2003) e sono utilizzati a scale sociali multiple (Berkes et al., 2002), dando luogo a possibili discordanze e interazioni tra scale. Una situazione di discordanza si veriica quando non vi è allineamento fra le scale di variabilità ambientale e le scale sociali dell organizzazione responsabile per la gestione (Cumming et al., 2006). Si può assistere, ad esempio, ad una mancata concordanza, in termini di scale spaziali, tra i livelli gerarchici di azione degli enti di governo e le scale di variabilità ambientale; problematiche di scala provinciale, vengono afrontate, invano o in maniera errata, a livello comunale. In altre situazioni, i tempi di azione degli enti di governo, condizionati da speciiche scadenze, diicilmente riescono ad operare in linea con le scale della variabilità ambientale. Ma fenomeni di discordanza spazio-temporale si veriicano altresì quando non vi è concordanza tra le scale di variabilità ambientale e le scale di azione degli utilizzatori o dei fruitori di un territorio. Una percezione discordante delle interazioni che possono stabilirsi tra le modalità di svolgimento di una attività economica o di utilizzazione di un territorio e le reali dinamiche ambientali, può generare o ampliicare problematiche di governance. Il mancato allineamento tra le scale di variabilità ambientale e quelle sociali di azione delle autorità politiche o degli utilizzatori di un territorio può inquadrarsi nell ottica della sicurezza ambientale, qualora si coniguri una situazione di rischio o fragilità per i servizi ecosistemici (ES) o per il capitale naturale (CN). In tal caso si evidenzia la necessità di analizzare, sia in senso oggettivo che soggettivo, le potenzialità di perdita di ES o di CN, dovute ad una discordanza scalare (Zurlini & Müller, 2008). Un sistema turistico basato sulle risorse naturalistiche rappresenta un esempio di sistema socio-ecologico (SES); (Gunderson & Holling, 2002) particolarmente complesso, in cui si assiste ad una stretta interazione di problematiche sociali, economiche ed ambientali, che non possono essere valutate isolatamente (Vitousek, 1997; Funtowicz & Ravetz, 2001). Il CN e numerosi ES ad esso associato costituiscono il fondamento dell attrattività di una località turistica. Una loro perdita determinerebbe il declino di un sito turistico. Nel caso in cui sia necessario contemplare esigenze di conservazione e tutela della biodiversità, in quanto trattasi di aree protette di particolare pregio e di esigenze di fruizione turistica, si rivela estremamente utile un continuo monitoraggio 260

261 Turismo balneare e percezione dei servizi ecosistemici degli impatti ambientali dovuti al turismo e dell eicienza delle politiche e degli strumenti adottati per gestirli (analisi oggettive) nonché, allo stesso tempo, della percezione delle risorse ambientali, della consapevolezza dell impatto ambientale e della eventuale volontà a mitigarlo da parte dei portatori di interessi (analisi soggettive). È in quest ottica che il presente lavoro ha inteso valutare la percezione dei ES e del CN da parte dei gestori degli stabilimenti balneari operanti lungo la fascia costiera del Parco Naturale Regionale Litorale di Ugento (P.N.R.). Obiettivo di tale analisi è l identiicazione degli aspetti problematici connessi alla visione di tipo aziendale del portatore di interessi (lato soggettivo), per poter identiicare i possibili rischi connessi alla sicurezza dei servizi e supportare lo sviluppo di un adeguata regolamentazione da parte dell Ente Parco. Ai ini di una corretta interpretazione dei risultati dell indagine percettiva, è stato fondamentale realizzare preliminarmente un attenta analisi di caratterizzazione oggettiva dell area di studio per ciò che concerne gli aspetti ambientali e socio-economici. Area di studio L indagine ha coinvolto i gestori degli stabilimenti balneari ricadenti all interno dei conini del P. R. N. Litorale di Ugento (L.R. n. 13 del 23/05/07) (Fig. 1). L economia del Comune di Ugento è legata al settore agricolo ed a quello dell accoglienza turistica, che presenta caratteri di marcata stagionalità e di forte specializzazione nelle tipologie di servizi oferti (Zecca, 2006). L area presenta un campeggio, 6 villaggi turistici ed appartamenti privati nelle marine di Torre San Giovanni, Torre Mozza e Lido Marini, con un totale di circa posti letto contro una popolazione residente al 2008 di unità. Nei suoi otto chilometri il tratto di costa indagato ospita 25 stabilimenti balneari a gestione principalmente familiare (Fig. 2), che operano da almeno 10 anni e presentano un totale di circa ombrelloni. 261

262 Nicola Zaccarelli et al. Figura 1: Inquadramento del P.N.R. Litorale di Ugento e dettaglio della località di T. San Giovanni con indicazione delle principali fonti di pressione che agiscono sull arenile. Sono indicati i perimetri degli stabilimenti balneari dell area (in nero), i varchi nel cordone dunale (pallini rossi), la posizione dei parcheggi retrodunali (in viola) e nell inserto un esempio delle strutture degli stabilimenti. Figura 2: Localizzazione degli stabilimenti balneari lungo la costa del P.N.R. Litorale di Ugento che hanno (in verde) e non hanno (in rosso) compilato il questionario. In viola l area del parco. 262

263 Turismo balneare e percezione dei servizi ecosistemici La costa di Ugento mostra i caratteri tipici delle spiagge della Provincia di Lecce per dimensione, servizi ed infrastrutture per l accoglienza, esempliicando le problematiche croniche dell uso balneare delle coste leccesi (Fig. 1): elevato livello di afollamento sia di turisti che di stabilimenti; danni difusi al cordone dunale con formazioni di tagli per l accesso alla spiaggia; degrado della fascia dunale e retrodunale per abbandono di riiuti; presenza di parcheggi temporanei (ad es. incolti o campi non coltivati) in area retrodunale in assenza di uno speciico reticolo stradale; forte dinamicità della linea di costa con gravi processi erosivi in atto; depositi stagionali ingenti di foglie di Posidonia oceanica (circa m 3 su km x anno). Il pregio del Parco è dimostrato dall elevata diversità loristica (400 taxa sui 1300 dell intero Salento, con 251 generi, 70 famiglie e 12 endemismi; Marchiori et al., 1996), da una forte rappresentatività degli habitat tipici dell area mediterranea, dalla presenza di un sito della Rete NATURA 2000, e dal ruolo di stepping stone per l avifauna assunto dall area palustre e dai bacini artiiciali di boniica per le rotte di numerosi migratori. Materiale e Metodi Per valutare la natura ed il grado della percezione dei gestori degli stabilimenti balneari in merito al CN ed ai SE è stato predisposto un questionario a scelta multipla compilato direttamente dal soggetto intervistato, somministrato ai 25 gestori dell area all inizio della stagione turistica (aprile-giugno 2009). L espressione della preferenza poteva avvenire attraverso la selezione di un alternativa e con l indicazione su scala ordinale. L intervistatore ha presentato genericamente l attività di ricerca ed ha indicato l ailiazione universitaria e con l Ente Gestore del Parco. Non sono state fornite informazioni relative ai quesiti se non al termine della compilazione. Sono state elaborate 17 domande, formulate in un linguaggio piano e non specialistico. Il questionario è stato organizzato in tre sezioni. La prima per la raccolta di dati generali sul gestore (es. età, sesso e livello di istruzione). La seconda per la raccolta di informazioni relative al CN e SE del contesto territoriale nel quale l attività del gestore si inserisce. La terza per indagare gli elementi speciici del CN e dei SE legati direttamente all attività economica del gestore. La seconda e terza parte presentano domande in blocchi che seguono lo schema D-P-S-I-R (EEA, 1995). Fissato dalla scelta del settore economico del turismo balneare (cioè il determinante), troviamo domande relative alle possibili forme di pressione, ai caratteri 263

264 Nicola Zaccarelli et al. degli elementi naturali (cioè lo stato), agli impatti ed alle modalità di coinvolgimento dei gestori nelle azioni di tutela e valorizzazione del parco. Per le diverse domande e per blocchi di domande (in base allo schema D-P-S- I-R) sono state calcolate le proporzioni delle risposte rispetto al totale. Mentre il test di Kolmogorov-Smirnov per due campioni indipendenti è stato impiegato per confrontare le distribuzioni delle risposte. Solo una parte dei risultati è presentata in questo contributo, mentre per maggiori dettagli si rimanda al corresponding author. Risultati e Discussione Sul totale di 25 stabilimenti, 5 hanno riiutato di compilare il questionario con rimostranze varie legate alle attività condotte dall Ente Gestore del Parco (Fig. 2). Dei partecipanti 15 erano uomini e 5 donne. Dieci gestori avevano un età superiore ai 36 anni, mentre 2 maggiore di 50. Il livello di istruzione prevalente è il diploma, con un solo laureato e 6 titolari di una licenza media. Tabella I: a-f: Risultati di alcune domande presenti all interno del questionario somministrato. 264

265 Turismo balneare e percezione dei servizi ecosistemici Le tabelle 1-a e 1-b riportano le proporzioni di risposte ottenute in merito a quesiti inerenti lo stato del CN rispetto ad una valutazione di contesto generale del parco e della speciica zona dello stabilimento, rispettivamente. Valori elevati sulla qualità e consistenza del CN sono molto frequenti quando si guarda all intero Parco, con l eccezione dello stato dei bacini che presentano tendenze opposte. Mentre a livello di stabilimento la percezione cambia, con punteggi meno elevati ed una decisa 265

266 Nicola Zaccarelli et al. stroncatura dei bacini (cioè puzza ed insetti sono le cause principali). Inoltre intervistati sul valore delle foglie spiaggiate di Posidonia, più della metà dei gestori le considera un problema (0,60) poiché non piace ai bagnanti e meno di un terzo ne apprezza l importanza quale indicatore di qualità delle acque e fattore di difesa dall erosione costiera. Le tabelle 1-c e 1-d mostrano le risposte per i quesiti relativi al blocco di domande sulle pressioni e le minacce a livello di parco e di stabilimento che possono degradare il CN ed i SE. Vi è una marcata coerenza nei punteggi globali nel considerare le sorgenti di pressione come reali cause di trasformazione del territorio poiché poco meno della metà delle risposte identiica le opzioni come reali minacce. Mentre nel dettaglio delle voci emerge come aspetti legati al traico veicolare ed all afollamento della spiaggia non siano considerati pressioni, probabilmente perché direttamente legati all attività dello stabilimento. Le tabelle 1-e e 1-f mostrano le risposte per i quesiti relativi al blocco di domande sugli impatti che deteriorano il CN ed alterano il livello dei SE considerati sia a livello di parco che di stabilimento. Per entrambi i livelli, la maggiore proporzione di risposte (superiore a 0,67) individua i fattori proposti come elementi di impatto nell immediato (risposta Sì ). Importante è però il dato a livello di stabilimento che vede nella qualità delle acque del mare un elemento degradato, rilevando una precisa distorsione nel giudizio mediato dalla percezione del gestore che si contrappone al giudizio di balneabilità delle acque espresso dalle misurazioni di ARPA Puglia e che è dettata principalmente dalla presenza di foglie di Posidonia e da riiuti spiaggiati. Confrontando la distribuzione dei punteggi globali per i blocchi di domande relative a pressioni ed impatti per i due livelli di indagine emerge una diferenza statisticamente signiicativa (probabilità inferiore a 0,05): la percezione presenta livelli superiori per gli impatti, mentre è inferiore per le fonti di pressione che possono in seguito trasformarsi in impatto, questo sia a livello di parco che di stabilimento. Inine, nel blocco di domande relativo alla sezione risposte emerge a livello generale che i gestori preferirebbero essere coinvolti nelle attività di tutela e valorizzazione del parco principalmente o attraverso la loro associazione di categoria (0,28) o con incontri pubblici (0,32). Mentre intervistati su cosa farebbero loro per meglio gestire le bellezze naturali del parco la risposta più frequente è stata rimuovere i parcheggi retrodunali ed attivare un servizio navetta (0,40), seguita da regolamentare ed attrezzare gli accessi al mare sulle dune (0,38). 266

267 Turismo balneare e percezione dei servizi ecosistemici Conclusioni I risultati mostrano l esistenza di diverse incongruenze nella percezione soggettiva dei SE e del CN; in particolare: i) i gestori valutano in modo errato il valore e l importanza di diversi habitat della fascia costiera oltre che il servizio di prevenzione dall erosione delle foglie di Posidonia oceanica; ii) esiste una valutazione incoerente fra pressioni e impatti associati alle attività di uno stabilimento balneare; iii) esiste pure una scarsa sensibilità nella partecipazione ai programmi ed attività del Parco sul valore e l importanza del CN e dei SE. La lettura del territorio, emersa dai risultati dei questionari, evidenzia una situazione di discordanze scalari, ove si contrappone una visione utilitaristica di breve termine in contrasto con le diverse entità temporali delle dinamiche ambientali. Le implicazioni di queste incoerenze di percezione, discusse nel contesto della sicurezza ambientale e delle strategie di conservazione, devono indurre l Ente Gestore ad operare non solo attraverso una maggiore regolamentazione delle attività, ma anche con strumenti partecipativi e con attività di sensibilizzazione. In tal modo, nell ottica del superamento di tali problematiche, sarà possibile raggiungere un maggior consenso ma anche una reale eicacia nelle azioni di gestione. Un primo passo per afrontare le discordanze spazio-temporali è la consapevolezza dell esistenza di un incoerenza fra scale ecologiche dei servizi e scale sociali (Cumming et al., 2006). La soluzione ai problemi ambientali dei sistemi costieri, odierni e futuri, non può prescindere da uno studio ed un analisi trans- e interdisciplinare delle diferenti modalità di interazione, succedutesi nel tempo, tra la componente antropica e quella naturale. 267

268 Nicola Zaccarelli et al. Bibliografia Berkes, F., Colding, J. & Folke, C. (2002) Linking Social and Ecological Systems: Building Resilience for Complexity and Change. Cambridge University Press, Cambridge. Cumming, G. S., Cumming, D. H. M. & Redman, C. L.(2006) Scale mismatches in social-ecological systems: causes, consequences, and solutions. Ecology and Society, 11(1), 14. EEA European Environmental Agency (1995) Europe s Environment. he Dobris Assessment, Copenhagen. Funtowicz, S. O. & Ravetz, J. (2001) Post-Normal Science: Environmental Policy Under Conditions of Complexity. Available at: Gunderson, L. H. & Holling, C. S. (2002) Panarchy: Understanding Transformations in Human and Natural Systems. Washington, DC, Island Press. Marchiori, S., Gennaio, R. & Piccinno, A. (1996) Segnalazioni Floristiche Italiane, Inform. Bot. Ital, 844 (28), Millennium Ecosystem Assessment [MEA] (2003) Ecosystems and Human Wellbeing. Island Press,Washington, DC. Vitousek, P. M. (1997) Human domination of earth ecosystems. Science, 278, Zecca, S. (2006) Dinamiche paesistiche nella pianiicazione territoriale: il caso del Parco Regionale Litorale di Ugento. Tesi di laurea in Valutazione di Impatto e Certiicazione Ambientale, Università degli Studi di Lecce. Zurlini, G. & Müller, F. (2008) Environmental security. In: Sven Erik Jorgensen and Brian D. Fath Editor-in-chief. Systems Ecology. Encyclopedia of Ecology. Elsevier, Oxford, 2,

269 Educazione ambientale oggi