Selezione di specie focali in paesaggi forestali

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1 14 th Meeting of the Italian Society of Ecology, 4-6 October 2004, Siena 1 Selezione di specie focali in paesaggi forestali Luciano Bani *, Dario Massimino, Luciana Bottoni, Renato Massa Università degli Studi di Milano Bicocca, Piazza della Scienza 1, Milano Riassunto Abbiamo usato i dati dei censimenti relativi a Columbiformes, Coraciiformes, Piciformes e Passeriformes provenienti da un progetto regionale condotto in Lombardia tra il 1996 e il 2003 per sviluppare un metodo di selezione di specie focali per la pianificazione della conservazione dei paesaggi forestali. I dati ambientali provengono da rilevamenti di campo e dalla cartografia digitale relativa all uso del suolo in scala 1: Con un analisi di correlazione abbiamo identificato un gruppo di specie legate alle foreste di latifoglie. Successivamente, le specie sono state suddivise in 11 gruppi focali sulla base della loro sensibilità all isolamento, alla frammentazione e alla struttura forestale. Infine, è stata valutata l efficienza dell effetto ombrello delle specie focali sulla conservazione delle comunità forestali, in funzione di due differenti strategie: (a) selezionando i siti con maggiore abbondanza di specie focali; con questo metodo si ottengono i migliori risultati per l individuazione delle aree prioritarie per la conservazione delle comunità più vulnerabili; (b) selezionando i siti dotati di caratteristiche ambientali meglio rispondenti alle esigenze delle specie focali; questa strategia, sebbene sia meno efficiente della prima ma attuabile anche in assenza di dati faunistici, consente di ottimizzare la gestione, il ripristino o lo sfruttamento economico sostenibile dei paesaggi forestali SItE. All rights reserved Parole chiave: specie focali, uccelli, frammentazione, isolamento, effetto ombrello, foreste di latifoglie. 1. Introduzione La frammentazione degli habitat, quando supera un certo limite, produce isolamento e diventa una minaccia per la biodiversità (Haila 1999), dato che impedisce il flusso genico nell ambito delle popolazioni frammentate (Frankham et al. 2002), oltre a esercitare ulteriori effetti negativi legati all intensificazione dell effetto margine (Paton 1994, Batáry & Báldi 2004), per esempio, in ambienti forestali, aumento di predazione dei nidi (Andrén & Angelstam 1988). Per contrastare questo effetto, la tendenza odierna è quella di studiare le possibili strutture di reti ecologiche territoriali con nuclei, corridoi e zone tampone che consentano agli organismi di spezzare l isolamento (Noss 1987). I nuclei sono evidentemente le aree a maggiore naturalità, le zone tampone le aree poco o punto antropizzate attorno a questi, i corridoi sono aree lineari o diffuse individuabili con diversi criteri e metodologie, nel modo migliore andando a vedere lungo quali percorsi gli organismi cercano di attraversare la matrice da un nucleo all altro (Bani et al. 2002). A tale scopo risultano molto utili i bioindicatori, definiti come organismi le cui caratteristiche di presenza/assenza, densità di popolazione, dispersione, successo riproduttivo possono essere usate come indici di attributi di altre specie la cui misura sia troppo difficile o costosa (Landres et al. 1988). Quando l obiettivo è la * Autore per la corrispondenza. Tel.: ; fax: ; luciano.bani@unimib.it. 1

2 2 Available online at protezione della funzionalità di un ecosistema, si può usare un particolare tipo di bioindicatori, le specie focali (Lambeck 1997; Lambeck 2002), che sono particolari specie la cui distribuzione e abbondanza possono contribuire a definire la configurazione e la composizione spaziale degli habitat, la funzionalità dei processi nell ambito degli ecosistemi, la criticità di determinate risorse. Una gestione mirata alla conservazione delle specie focali consente di conservare intere comunità, comprendenti anche specie meno sensibili ai cambiamenti ambientali (Lambeck 1999). Il problema consiste quindi nell identificazione delle specie focali più adatte, obiettivo non facile specialmente su aree di una certa vastità anzitutto a causa della scarsità di informazione persino sulla distribuzione e abbondanza della fauna (un ampia discussione su questo argomento è stata recentemente pubblicata da Roberge & Angelstam, 2004). In questo breve lavoro descriviamo il modo in cui noi abbiamo affrontato il problema della selezione di specie focali per le foreste di latifoglie della Lombardia, per le quali era disponibile un archivio digitalizzato e georeferenziato sulla distribuzione e abbondanza di uccelli degli ordini Columbiformes, Coraciiformes, Piciformes e Passeriformes, nonché una mappa digitalizzata di uso del suolo. La scelta dei particolari gruppi di uccelli è stata dettata sia dalla disponibilità dei dati sia dalla riconosciuta loro utilità per gli scopi che ci si proponeva (Haila 1985, Bibby 1999). Infatti, gli uccelli appartenenti agli ordini succitati non solo comprendono molte specie aventi esigenze ecologiche tali da renderle idonee al ruolo di specie focali ma inoltre si censiscono con facilità per mezzo di punti di ascolto (Bibby et al. 2000). 2. Metodi I dati relativi alla distribuzione e abbondanza degli uccelli dei quattro ordini succitati derivano da punti di ascolto eseguiti nella stagione riproduttiva (Fornasari et al. 1998). Dal 1996 al 2003 i punti di ascolto effettuati sono stati 5230 e insieme con essi è stato anche effettuato un rilevamento della stratificazione forestale. I dati sull uso del suolo sono stati ricavati dalla cartografia digitale 1: DUSAF (ERSAF 2002) che ha una risoluzione a terra di 20 metri. Dai dati di distribuzione e abbondanza degli uccelli reperibili nelle foreste di latifoglie abbiamo escluso (a) tutte le specie che compaiono con una frequenza inferiore allo 0,5% perché abbiamo considerato la loro frequenza troppo influenzata da eventi stocastici, (b) tutti i rappresentanti dei generi Corvus e Pyrrhocorax perché visibili e udibili a grande distanza e quindi non associabili con il tipo di habitat presente nel punto di ascolto. Le specie legate alle foreste di latifoglie sono state identificate per mezzo di un analisi di correlazione dei ranghi di Spearman. Successivamente abbiamo identificato le specie focali sulla base della loro sensibilità all isolamento, la frammentazione e la struttura della foresta (definita in base alla stratificazione). L isolamento è stato valutato per mezzo di un analisi di correlazione di Spearman tra l abbondanza delle specie e l Indice di Prossimità (PI) calcolato da FRAGSTATS (McGarigal & Marks 1995) e da noi modificato (MPI). Tale indice, calcolato per ogni corpo forestale, cresce al crescere della distanza dei corpi adiacenti a quello considerato e al diminuire della loro dimensione e di quella del corpo considerato. L analisi dell effetto prodotto dalla frammentazione è stato valutato considerando (a) la dimensione del corpo boschivo e (b) l effetto margine. Per mezzo di un test U di Mann-Whitney è stata valutata l abbondanza delle specie in differenti classi dimensionali di corpi boschivi. Con il medesimo test è stata valuta l abbondanza di specie all interno nucleo del corpo (oltre 50 m dall interfaccia bosco/non-bosco verso l interno) e nella zona ecotonale (una fascia estesa 50 m verso l interno del bosco e 100 m all esterno). La selettività per la struttura forestale, ossia per il grado di maturità del bosco, è stata analizzata per mezzo della stratificazione forestale. Mediante un analisi di correlazione di Spearman l abbondanza delle specie è stata messa in relazione con la percentuale di quattro strati vegetazionali (<0,5 m; 0,5-2 m; 2-8 m; >8 m). Infine, abbiamo analizzato l efficacia della protezione di una piccola porzione (10%) dei siti 2

3 14 th Meeting of the Italian Society of Ecology, 4-6 October 2004, Siena 3 selezionandoli secondo due differenti strategie: (a) massima abbondanza di specie focali, oppure (b) migliori caratteristiche ambientali (tra isolamento, frammentazione e maturità forestale) per le specie focali. 3. Risultati e discussione Su oltre uccelli contati, le specie rilevate sono state 109, delle quali 4 Columbiformes, 3 Coraciiformes, 6 Piciformes e 96 Passeriformes. Escluse 30 specie con frequenza minore dello 0,5%, tra le rimanenti 21 sono risultate correlate con le foreste decidue, 21 con le foreste di conifere, 8 con entrambi i tipi e 29 con nessuno dei due. L analisi degli effetti prodotti da isolamento, frammentazione (dimensione del corpo boschivo ed effetto margine) e struttura forestale ha consentito di selezionare undici gruppi omogenei di specie focali (tabella 1) che corrispondono a situazioni forestali diverse per quanto riguarda i parametri sopra citati. L insieme focale più esigente per quanto concerne le foreste di latifoglie è rappresentato dal gruppo BL-1a, composto da rampichino Certhia brachydactyla, picchio muratore Sitta europaea e cincia bigia Parus palustris. Il metodo di selezione dei siti sulla base dell abbondanza delle specie focali più esigenti (criterio a) permette una più efficiente protezione delle comunità forestali, rispetto al criterio (b). In effetti, il primo criterio mostra un efficienza significativamente superiore, proteggendo tutte le 9 specie associate con i corpi boschivi più estesi (> 100 ha) e 5 delle specie forestali generaliste (presenti sia nei boschi di latifoglie sia in quelli di conifere). Il secondo criterio consente invece la protezione di solo 8 specie, oltre a 6 generaliste (tabella 2). In definitiva, la nostra ricerca mostra come effettuare una selezione oggettiva delle specie focali usando metodi quantitativi e, in particolare, come quantificare per mezzo di dati ornitologici di campo la sensibilità delle specie di uccelli di foresta all isolamento, la frammentazione e il degrado delle foreste. Le specie maggiormente vulnerabili a questi fenomeni sono generalmente residenti (Bender et al. 1998); molte di esse nidificano in cavità di alberi di boschi maturi, estesi e ben connessi. Il criterio (a) è in grado di selezionare frammenti in cui si trova la maggior parte delle metapopolazioni regionali delle specie comprese nel gruppo più sensibile (BL-1a), ivi comprese sottopopolazioni di frammenti-gorgo di habitat subottimali. Qui è evidente che l abbondanza di specie focali debba essere necessariamente legata alla buona connettività funzionale con frammenti che rappresentano sorgenti. Un ulteriore vantaggio del criterio (a) è che i siti vengono selezionati non solo sulla base delle caratteristiche dell habitat ma anche su altre basi già difficili da misurare su piccola scala e praticamente non misurabili su larga scala. Per esempio, l MPI prende in considerazione la sola connettività fisica dovuta alla connettività della foresta ma trascura la connettività funzionale che è ampiamente influenzata dalla struttura del bosco (maturità). In effetti, isole di vegetazione matura circondate da una foresta giovane possono isolare sotto-popolazioni delle specie più sensibili (McGarigal & McComb 1995). In effetti, la struttura della foresta è ben difficile da misurare su larga scala ma, col nostro metodo, può essere dedotta dalla presenza di specie focali. Il criterio (b), peraltro, consente di selezionare i siti che, per caratteristiche ambientali analizzate, meglio rispondono alle esigenze delle specie focali. Questa strategia è meno efficiente della prima in quanto l informazione contenuta nelle caratteristiche ambientali considerate è inferiore a quella ricavata dalla distribuzione e abbondanza delle specie focali. Tuttavia essa consente di ottimizzare la gestione, il ripristino o lo sfruttamento economico sostenibile dei paesaggi forestali anche in assenza di dati faunistici su larga scala. Bibliografia Andrén, H. & Angelstam, P. (1988) Elevated predation rates as an edge effect in habitat islands: experimental evidence. Ecology 69, Bani, L., Baietto, M., Bottoni, L. & Massa, R. (2002) The use of focal species to design a habitat network for a lowland area of Lombardy, Italy. Conservation Biology 16,

4 4 Available online at Batáry, P. & Báldi, A. (2004) Evidence of an edge effect on avian nest success. Conservation Biology 18, Bender, D.J., Contreras, T.A. & Fahrig, L. (1998) Habitat loss and population decline: a meta-analysis of the patch size effect. Ecology 79, Bibby, C.J. (1999) Making the most of birds as environmental indicators. Ostrich 70, Bibby, C.J., Burges, N.D., Hill, D.A. & Mustoe, S. (2000) Bird Census Techniques. 2 nd Edition. Academic Press, London, United Kingdom. ERSAF (2002) Destinazione d Uso dei Suoli Agricoli e Forestali (DUSAF). Ente Regionale per i Servizi all Agricoltura e alle Foreste della Lombardia. Milano. Fornasari, L., Bani, L., de Carli, E. & Massa, R. (1998) Optimum design in monitoring common birds and their habitat. Gibier Faune Sauvage-Game Wildl. 15, Frankham, R., Ballon, J.D. & Briscoe, D.A. (2002) Introduction to Conservation Genetics. Cambridge Univerity Press, Cambridge, United Kingdom. Haila, Y. (1985) Birds as a tool in reserve planning. Ornis Fennica 62, Haila, Y Islands and fragments. Maintaining biodiversity in forest ecosystems (ed. M.L. Hunter Jr), pp Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom. Lambeck, R.J. (1997) Focal species: a multi-species umbrella for nature conservation. Conservation Biology 11, Lambeck, R.J. (1999) Landscape planning for biodiversity conservation in agricultural regions: a case study from the wheatbelt of Western Australia. Biodiversity technical paper 2. Environment Australia, Canberra, Australia. Lambeck, R.J. (2002) Focal species and restoration ecology: response to Lindenmayer et al. Conservation Biology 16, Landres, P.B., Verner, J. & Thomas, J.W. (1988) Ecological uses of vertebrate indicator species: a critic. Conservation Biology 2, McGarigal, K. & Marks, B.J. (1995) FRAGSTATS: Spatial pattern analysis program for quantifying landscape structure. General technical report PNW-GTR-351. U.S. Forest Service, Pacific Northwest Research Station, Portland, Oregon. McGarigal, K. & McComb, W.C. (1995) Relationship between landscape structure and breeding birds in the Oregon Coast Range. Ecological Monographs 65, Noss, R.F. (1987) Corridors in Real Landscapes: A Reply to Simberloff and Cox. Conservation Biology 1, Paton, P.W.C. (1994) The effect of edge on avian nest success: how strong is the evidence? Conservation Biology 8, Roberge, J.-M. & Angelstam, P. (2004). Usefulness of the umbrella species concept as a conservation tool. Conservation Biology 18,

5 14 th Meeting of the Italian Society of Ecology, 4-6 October 2004, Siena 5 Tabella 1 Gruppi di specie focali determinati in base agli effetti prodotti da isolamento, frammentazione e struttura forestale. Specie focali per le foreste di latifoglie Isolamento (MPI) Frammentazione Dimensione corpo boschivo (ha) Effetto margine Struttura forestale Gruppo focale Rampichino Picchio muratore Basso >1000 Nucleo Matura BL-1a Cincia bigia Cinciarella Basso >1000 Nucleo Da intermedia a matura BL-1b Codibugnolo Basso >1000 Nucleo Da giovane a matura BL-1c Picchio verde Basso > Matura rada BL-2 Pigliamosche - > Da giovane a matura BL-3 Capinera Elevato > Da giovane a matura BL-4 Picchio rosso maggiore Nucleo Matura BL-5 Zigolo nero Margine - BL-6 Upupa Torcicollo Elevato Margine - BL-7 Averla piccola Ballerina bianca Cinciallegra - - Margine - BL-8 Merlo Colombaccio Tortora Elevato <1000 Margine - BL-9 Verzellino Canapino Elevato <100 Margine - BL-10 Sterpazzola Elevato < BL-11 5

6 6 Available online at Tabella 2 Efficienza dell effetto ombrello secondo i due differenti criteri utilizzati per la selezione dei siti da proteggere. Gruppo focale Specie focali Criterio a: Abbondanza di specie focali Popolazione nel 10% dei siti con maggiore abbondanza di specie focali Z Sig. Criterio b: Migliori siti per caratteristiche ambientali Popolazione nel 10% dei siti migliori per caratteristiche ambientali Rampichino 100,0% ,4% -14,77 <0,001 BL-1a Picchio muratore 84,8% ,8% -13,10 <0,001 Cincia bigia 79,1% ,1% -16,19 <0,001 BL-1b Cinciarella 26,8% -13,16 <0,001 23,9% -11,59 <0,001 BL-1c Codibugnolo 22,2% -7,39 <0,001 15,9% -3,95 <0,001 BL-2 Picchio verde 25,5% -8,21 <0,001 15,5% -3,06 0,002 BL-3 Pigliamosche 17,0% -4,44 <0,001 15,0% -3,62 <0,001 BL-4 Capinera 10,8% -2,43 0,015 9,3% -1,94 0,052 BL-5 Picchio rosso maggiore 33,2% -15,47 <0,001 17,9% -5,92 <0,001 BL-6 Zigolo nero 11,6% -0,49 0,622 0,0% -2,38 0,018 BL-7 Upupa 12,5% -0,27 0,784 0,0% -2,25 0,024 Torcicollo 3,7% -2,36 0,019 2,1% -3,22 0,001 BL-8 Averla piccola 4,5% -2,77 0,006 2,3% -4,09 <0,001 Ballerina bianca 2,8% -4,21 <0,001 2,0% -4,81 <0,001 Cinciallegra 12,5% -2,59 0,010 8,3% -2,28 0,022 Merlo 11,8% -4,86 <0,001 9,4% -0,32 0,752 Colombaccio 12,7% -1,00 0,320 6,1% -2,93 0,003 BL-9 Tortora 9,8% -0,41 0,681 3,9% -4,37 <0,001 Verzellino 6,9% -2,56 0,010 2,8% -5,61 <0,001 BL-10 Canapino 1,7% -2,76 0,006 0,8% -3,11 0,002 BL-11 Sterpazzola 1,1% -2,36 0,018 0,0% -2,78 0,005 Specie generaliste (presenti in foreste di latifoglie e di conifere) Scricciolo 12,6% -3,00 0,003 14,1% -5,29 <0,001 Pettirosso 21,3% -13,02 <0,001 25,6% -16,98 <0,001 Codirosso 7,9% -1,21 0,228 7,5% -1,30 0,192 Tordo bottaccio 27,9% -6,27 <0,001 42,1% -9,84 <0,001 Luì bianco 5,5% -1,72 0,086 11,4% -0,56 0,576 Luì piccolo 12,0% -1,93 0,053 12,5% -2,35 0,019 Ghiandaia 22,2% -7,65 <0,001 23,8% -8,86 <0,001 Fringuello 13,4% -7,88 <0,001 14,1% -9,67 <0,001 Z Sig. 6