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Linee Guida per il monitoraggio dei coleotteri saproxilici protetti in Europa
expand article infoGiuseppe Maria Carpaneto, Paolo A. Audisio§, Marco Alberto Bologna|, Pio Federico Roversi, Franco Mason#
‡ Roma Tre University, Roma, Italy
§ Sapienza Rome University, Rome, Italy
| University Roma Tre, Roma, Italy
¶ CREA–DC Consiglio per la ricerca in agricoltura e l'analisi dell'economia agraria - Difesa e Certificazione, Florence, Italy
# MiPAAF National Forest Service CNBF National Centre for Forestry Biodiversity of Verona (Italy), Veroma, Italy
Open Access

Il Progetto Life “Monitoring of Insects with Public Participation” (MIPP): finalità, metodi e conclusioni

Introduzione

Monitoraggio della Biodiversità e Direttiva Habitat

Il convegno inaugurale dell’Unione Internazionale per la Protezione della Natura (IUPN, successivamente denominata IUCN), si è tenuto nel 1948, iniziando a creare strumenti per controllare lo stato degli animali e delle piante a livello globale. Negli anni successivi, il monitoraggio degli habitat e delle specie è diventato un’attività fondamentale nell’ambito della conservazione natura e un importante capitolo della biologia della conservazione (Goldsmith 1991, Elzinga et al. 2001, Marsh e Trenham 2008, Schmeller 2008). Il monitoraggio delle specie consiste nell’osservazione costante degli organismi viventi, registrando le variazioni demografiche delle loro popolazioni in un determinato territorio (Kull et al. 2008). L’obiettivo principale del monitoraggio è raccogliere informazioni che possano essere utilizzate per la politica della conservazione, esaminare i risultati delle azioni di gestione e guidare le future decisioni delle autorità di gestione (Kull et al. 2008). Per fare ciò, è essenziale la raccolta di dati affidabili che permettano ai ricercatori di trarre conclusioni su eventuali cambiamenti in atto negli ecosistemi nel tempo e nello spazio, sia per cause naturali sia in conseguenza di interventi umani deliberati o involontari. Spesso il monitoraggio viene applicato per valutare lo stato delle specie minacciate, la diffusione di specie alloctone (in particolare quelle invasive), la salute degli ecosistemi, l’efficacia delle aree protette e di altre azioni di conservazione. In ogni caso, i programmi di monitoraggio dovrebbero essere incentrati sulla raccolta precisa delle informazioni necessarie per prendere le giuste decisioni per la conservazione della biodiversità. Pertanto, la formulazione di obiettivi di monitoraggio chiari ed espliciti è un primo passo fondamentale nella pianificazione di qualsiasi programma di monitoraggio della fauna (Elzinga et al. 2001, Yoccoz et al 2001, Williams et al. 2002, Noon 2003, Lindenmayer e Likens 2010, Legg e Nagy 2006, Nichols e Williams 2006; Martin et al. 2007). Va tenuto presente che non esiste un metodo di “migliore” indagine, che sia cioè efficiente, preciso, affidabile, semplice ed economico nello stesso tempo. L’idoneità di un metodo può dipendere dalle circostanze locali, come le caratteristiche ambientali, il budget e il numero di volontari coinvolti.

I programmi di monitoraggio variano in base alla scala geografica, e possono essere strettamente locali o su larga scala, a livello nazionale o internazionale (Schmeller et al. 2012), e pertanto possono comportare semplici e brevi sopralluoghi oppure procedure complesse che richiedono un notevole bilancio per coprire i costi del personale e delle attrezzature. Inoltre, poiché i bilanci governativi e locali destinati alla conservazione della biodiversità sono spesso scarsi, la raccolta dei dati condotta da professionisti può non essere sempre possibile. Per questo motivi, le autorità di gestione si rivolgono spesso a volontari, per esempio persone appassionate di natura residenti in zona o disposti a spostarsi a proprie spese, coordinate da una piccola squadra di professionisti. In questi casi, la scienza dei cittadini offre un valido aiuto per il monitoraggio degli organismi viventi (Chandler et al. 2017, McKinley et al. 2006, Lindenmayer e Likens 2010). In ogni caso, occorre fare ogni sforzo per coinvolgere nel monitoraggio soggetti locali (associazioni di naturalisti, imprenditori, ecc.), in quanto hanno un interesse per le aree e le specie interessate. Coinvolgere volontari locali in un progetto può fare emergere domande e soluzioni, idee e tecniche, che altrimenti potrebbero non essere ravvisate (McKinley et al. 2006).

La direttiva 92/43 / CEE del Consiglio Europeo, meglio conosciuta come Direttiva Habitat e adottata dalla Comunità europea nel 1992, è incentrata sulla conservazione degli habitat naturali, della flora e della fauna. Il suo obiettivo è promuovere il mantenimento della biodiversità, tenendo conto delle esigenze economiche, sociali, culturali e regionali. Insieme, la Direttiva Habitat e la Direttiva Uccelli (79/409 / CEE) costituiscono una pietra miliare nella storia della politica europea per la conservazione della natura e hanno istituito la rete ecologica Natura 2000, un insieme di aree protette, tutelate da eventuali sviluppi potenzialmente dannosi (http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/habitatsdirective/index_en.htm). Questa rete, nel 2011 ha rappresentato oltre 26.400 siti con una superficie totale di circa 986.000 km2, che comprende quasi 768.000 km2 di territorio. La componente terrestre della rete rappresenta il 17,9% della superficie coperta dai 27 paesi dell’UE.

La Direttiva Habitat, i cui allegati hanno subito numerosi aggiornamenti e correzioni, assicura la conservazione di un ampio spettro di specie animali e vegetali rare, minacciate o endemiche (elencate nell’allegato II, IV e V), e inoltre tutela circa 200 tipi di habitat rari e caratteristici (elencati nell’allegato I). Le specie attualmente elencate negli allegati II e IV presentano una percentuale assai elevata di vertebrati (rispetto alla biodiversità animale totale) e pochissimi artropodi (di cui solo undici sono specie prioritarie) (Cardoso 2012). Inoltre, va notato che molte specie di insetti emblematiche, endemiche e minacciate dell’Europa meridionale non figurano nella Direttiva Habitat (ad esempio, la nota falena italiana Brahmaea (Acanthobrahmaea) europaea Hartig, 1963) (cfr Mosconi et al. 2014). Tutte queste osservazioni suggeriscono un’urgente necessità di aggiornamento e revisione degli allegati della Direttiva Habitat.

Il monitoraggio dello status di conservazione è un obbligo derivante dall’articolo 11 della Direttiva Habitat, per tutti gli habitat e le specie di interesse comunitario. Di conseguenza, questa disposizione non è limitata ai siti Natura 2000 e i dati devono essere raccolti sia all’interno che all’esterno della rete Natura 2000, in modo da ottenere una valutazione completa dello stato di conservazione delle specie. I principali risultati di tale monitoraggio devono essere segnalati alla Commissione ogni sei anni a norma dell’articolo 17 della Direttiva. In Italia, come in molti altri paesi, lo stato delle popolazioni è attualmente sconosciuto per la maggior parte delle specie di insetti elencate negli allegati, in quanto mancano programmi di monitoraggio coordinati (Genovesi et al. 2014, Carpaneto et al 2015, Stoch e Genovesi 2016).

Gli organismi saproxilici

Gli organismi saproxilici dipendono dal legno decadente di alberi moribondi o morti (in piedi o caduti) o dalla presenza di altre specie saproxiliche almeno durante alcune fasi del loro ciclo di vita (Speight 1989, Alexander 2008). Nel complesso, gli organismi saproxilici (in particolare gli insetti saproxilici) rappresentano una parte considerevole della biodiversità forestale (Stokland et al. 2012). I valori percentuali delle specie saproxiliche, rispetto agli altri organismi viventi, variano in diversi contesti ambientali, ad esempio 10% di tutti gli organismi viventi della Scandinavia (Stokland et al. 2012), il 30% delle specie forestali in Germania (Müller et al 2008), e probabilmente sono ancora più alti nei paesi dell’Europa meridionale (Carpaneto et al. 2015). Molti organismi saproxilici (specie saproxilofaghe), dipendono dal legno decadente, detto anche legno morto, come fonte di cibo mentre altri sono predatori e parassitoidi di insetti saproxilofagi e di altri animali che trovano nel legno morto dei microhabitat per rifugiarsi o riprodursi, ed altri ancora sono funghi, muschi e licheni che crescono sulla superficie del legno morto stesso (Stokland 2012, Stokland et al. 2012, Carpaneto et al., 2015).

L’ordine dei Coleotteri (Coleoptera) è il gruppo tassonomico più ricco di specie in tutto il mondo e fornisce un contributo rilevante alla biodiversità saproxilica (Brunet e Isacsson 2009). Così, i coleotteri saproxilici sono una delle componenti più importanti degli ecosistemi forestali e svolgono un ruolo fondamentale nel ciclo dei nutrienti e nel funzionamento dell’ecosistema (Stokland 2012). Di conseguenza, i loro valori di abbondanza, ricchezza e diversità dipendono dalla disponibilità di risorse alimentari legate agli habitat delle foreste mature o vetuste (Redolfi De Zan et al. 2014a). È stato dimostrato che le pratiche di gestione forestale che aumentano la quantità e la varietà del legno morto, favoriscono i coleotteri saproxilici e altri indicatori dello stato di conservazione delle foreste come gli uccelli che nidificano nelle cavità degli alberi (hole-nesting birds) (Hardersen 2003, Redolfi De Zan et al. 2014b). In particolare, esiste una correlazione diretta tra la diversità e l’abbondanza dei coleotteri saproxilici e degli uccelli insettivori specializzati che si nutrono di essi (Redolfi De Zan et al. 2014b).

Dal momento che le foreste europee hanno subito per diversi secoli uno sfruttamento intensivo per il legname da parte dell’uomo, la maggior parte di esse contiene poco legno morto e bassi livelli di biodiversità. Negli ultimi decenni, tuttavia, è stato osservato un leggero aumento sia nella quantità di legno morto sia nella biodiversità, probabilmente dovuto alle attuali politiche di protezione ambientale nei paesi europei (Vallejo 2015). Per esempio, le antiche faggete presenti sui Monti Carpazi dell’Ucraina presentano i più alti volumi di legno morto, da 147 a 181 m3/ha (Commarmot et al. 2013), mentre le faggete gestite in Italia hanno solo 7,6 m3/ha (Gasparini e Tabacchi 2011). In generale, le stime di legno morto nelle foreste europee vanno da 5 a 15 m3/ha per la maggior parte dei paesi (Vallejo 2015). Il restauro di comunità saproxiliche, per il ripristino della loro funzionalità, non è un compito facile perché l’aggiunta di legno morto a un biotopo forestale non porta necessariamente alla ricolonizzazione da parte di tutti gli insetti saproxilici che vivono in una regione. Infatti, le specie saproxiliche necessitano di differenti quantità e qualità di legno morto, caratterizzato da un’eterogeneità strutturale e da vari gradi di biodegradazione (Stokland et al. 2012, Parisi et al. 2016). Inoltre, molti coleotteri saproxilici hanno capacità di dispersione limitate (Fayt et al. 2006; Buse 2012) e in alcuni casi non possono volare affatto (ad esempio Morimus) e tendono ad aggregarsi in piccole aree. Di conseguenza, le foreste con un recente accumulo di legno morto sono abitate da meno specie saproxiliche rispetto alle foreste con una storia ininterrotta di legno morto abbondante (Nilsson e Baranowski 1997). La continuità nella disponibilità di legno morto svolge un ruolo fondamentale per molti coleotteri saprolicilici, in particolare per le specie più sensibili, che possono scomparire dalle piantagioni di alberi dove la gestione tradizionale è stata interrotta o modificata, ad esempio, le tecniche di capitozzatura e di ceduazione (Müller et al 2005, Dubois 2009). Pertanto, lo stato di conservazione dei coleotteri saproxilici e la ricchezza delle specie nelle loro comunità non possono essere dedotti direttamente dalla quantità di legno morto attualmente presente. La conservazione degli insetti saproxilici viene perseguita anche in foreste gestite applicando particolari modelli di gestione, quali la “retention forestry” (Lindenmayer e Franklin 2002), gli “îlots de sénescence” (Lachat e Bütler 2008), la “forest biodiversity artery” (Mason e Zapponi 2015), o aumentando artificialmente il legno morto, soprattutto a spese di specie alloctone (Cavalli e Mason 2003, Zapponi et al. 2014).

Molti fattori stanno minacciando gli insetti saproxilici, in particolare i grandi coleotteri saproxilici (Large Saproxylic Beetles, LSB) appartenenti ai Lucanidi (Lucanus), Scarabeidi (Osmoderma, Protaetia, ecc.) e Cerambicidi (Rosalia, Cerambyx, Morimus, ecc.), fra cui figurano le specie alle quali il presente volume e il Progetto MIPP sono stati dedicati. Queste specie, a causa delle loro grandi dimensioni corporee, hanno bisogno di un maggior volume di legno morto presente in forma aggregata (cioè nello stesso albero), per completare lo sviluppo larvale con successo. Di conseguenza, le loro dimensioni corporee limitano l’abbondanza delle loro popolazioni e li rendono facilmente individuabili da mammiferi e uccelli predatori, oltre che dalle persone. Le principali minacce ai coleotteri saproxilici, in generale, sono la frammentazione e/o la semplificazione strutturale dei boschi, nonché la perdita di microhabitat adatti. In particolare, i cosiddetti “alberi habitat”, cioè gli alberi vivi o morti che rappresentano una risorsa fondamentale per i coleotteri saproxilici, fornendo nicchie ecologiche e microhabitat, come le cavità, tasche di corteccia più o meno staccata dal tronco, grossi rami morti, fessure più o meno profonde, punti di fuoriuscita della linfa o funghi arboricoli (Gibbons e Lindenmayer 2002, Cavalli e Mason 2003, Bütler et al. 2013).

In particolare, per i LSB, le possibili minacce suggerite da alcuni di noi, secondo la propria esperienza personale e in ordine di importanza decrescente, sono i seguenti: la diminuzione nella densità dei vecchi alberi (soprattutto alberi cavi) a causa della gestione commerciale delle foreste, la frammentazione delle foreste vetuste, l’eliminazione dei filari di vecchi alberi capitozzati negli ambienti agricoli, i cambiamenti nella gestione degli alberi con l’abbandono delle tecniche di capitozzatura e ceduazione, la diffusione di pesticidi contro le falene invasive dei boschi (limantrie, processionarie ecc.) contro altri parassiti, e la rimozione di vecchi alberi utilizzati come “biomassa” per la produzione di combustibili industriali. In alcuni paesi o regioni europei, altri fattori possono rappresentare una minaccia come: la crescente siccità nei suoli forestali dovuta ad un intenso sfruttamento delle acque sotterranee (soprattutto nelle aree mediterranee), l’escalation demografica dei predatori di grandi insetti (in particolare le cornacchie), l’aumento del traffico automobilistico nei mesi estivi su strade che attraversano aree boschive o si estendono lungo i confini delle foreste, lo sfruttamento commerciale di coleotteri rari da parte dei commercianti specializzati per forniture a collezionisti, e l’uccisione deliberata di coleotteri adulti nei pressi degli insediamenti umani sorti lungo i margini boschivi (specialmente per i maschi di Lucanus e Cerambyx).

La combinazione delle minacce attualmente affrontate dai LSB richiede azioni di conservazione immediate a vari livelli: a partire dalle singole realtà locali, attraverso strategie nazionali e regionali, fino alle convenzioni internazionali e ai piani d’azione globale. Le stime di densità delle popolazioni locali di LSB e il successivo monitoraggio di esse sono essenziali per valutare gli impatti di singole minacce e per misurare se le azioni di conservazione intraprese ottengono dei successi. Pertanto, la conservazione dei LSB richiede una comprensione dettagliata della consistenza di una popolazione, della sua distribuzione spaziale e delle sue tendenze demografiche. Seibold et al. (2015) hanno mostrato che i coleotteri saproxilici soggetti a rischio di estinzione più elevato sono: specie di grandi dimensioni, specie di foresta di pianura, specie di ambienti boschivi radi, e specie che necessitano di alberi caducifogli di grande taglia. Tuttavia, lo stato di conservazione e i dati quantitativi sulle popolazioni di molte specie sono ancora scarsi, a causa del loro comportamento elusivo (Bouget et al. 2008, Seibold et al. 2015), la limitata attività quotidiana e stagionale degli adulti (ad es. Drag et al. 2011, Campanaro et al 2016), la bassa densità delle loro popolazioni (ad es. Castro e Fernández 2016) e la scarsità di ricercatori coinvolti nel loro studio ecologico (Haslett 2007, Hochkirch 2016). Tutti questi fattori insieme, combinati con la scarsa disponibilità di idonei habitat, sono motivi per cui la realizzazione di programmi di monitoraggio efficienti è notoriamente difficile.

I primi metodi di monitoraggio di alcuni LSB in Italia sono stati pubblicati da Campanaro et al. (2011), mentre Trizzino et al. (2013) sono stati i primi a proporre una revisione dei protocolli di monitoraggio esistenti per tutti gli artropodi italiani elencati nella direttiva Habitat. Un manuale pubblicato di recente ha fornito metodi e protocolli per il monitoraggio di tutte le specie e gli habitat di interesse comunitario che si verificano in Italia (Stoch e Genovesi 2016). Tuttavia, i metodi finora proposti per queste specie di insetti non si basano su un approccio comparato e statisticamente testato in diverse riserve naturali.

Il Progetto Life MIPP: obiettivi e prodotti

Il Progetto Life “Monitoring of insects with public participation” (LIFE11 NAT / IT / 000252) (di seguito: MIPP) è iniziato in data 1/10/2012 e terminerà il 30/09/2017 (Mason et al. 2015). Il beneficiario coordinatore del progetto è il Comando Unità per la Tutela Forestale, Ambientale e Agroalimentare Carabinieri (di seguito: CUTFAA) (già: Corpo Forestale dello Stato), in particolare il Centro Nazionale per lo Studio e la Conservazione della Biodiversità Forestale Carabinieri “Bosco Fontana”, Marmirolo, Mantova. Gli enti beneficiari associati al MIPP sono: il Consiglio per la ricerca in agricoltura e l’analisi dell’economia agraria, Cascine del Riccio - Firenze; l’Università Sapienza di Roma, Dipartimento di Biologia e Biotecnologie “Charles Darwin”; l’Università Roma Tre, Dipartimento di Scienze; il Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio e del Mare, Direzione Generale per la Protezione della Natura e del Mare; e la Regione Lombardia (DG Ambiente, energia e sviluppo sostenibile).

Il progetto MIPP ha avuto come primo obiettivo lo sviluppo e la sperimentazione di metodi per il monitoraggio di cinque specie di coleotteri saproxilici elencati negli allegati II e IV della Direttiva Habitat: Lucanus cervus (Linnaeus 1758), Osmoderma eremita (Scopoli, 1763) Cerambyx cerdo Linnaeus, 1758, Rosalia alpina (Linnaeus, 1758) e il complesso Morimus asper asper (Sulzer, 1776) / Morimus asper funereus Mulsant, 1863. Il prodotto principale di questo obiettivo è stata la produzione del presente numero speciale di Nature Conservation, che contiene otto articoli scientifici in cui vengono presentati i risultati di ricerche finalizzate a sviluppare metodi semplici e standardizzati (con accurate linee guida) che garantiscano validità scientifica, facile esecuzione e costi limitati per il monitoraggio delle specie suddette. Questi metodi sono stati pensati per l’utilizzo da parte delle autorità locali di gestione, dal personale di aree protette e da semplici cittadini appositamente informati, con il fine di raccogliere dati grezzi sullo stato delle specie ogni sei anni. I metodi sviluppati dallo staff del MIPP hanno permesso di ottenere dati quantitativi in vari siti italiani, utilizzando trappole e/o sostanze attrattive, tecniche di marcaggio e ricattura, transetti e, in alcuni casi, analisi genetiche. Per Osmoderma eremita, la più elusiva di queste specie, un cane è stato addestrato a cercare le larve di questo coleottero.

Negli ultimi decenni, i conservation dogs (cani al servizio della conservazione) sono stati utilizzati per diverse attività, tra cui l’individuazione di una grande varietà di gruppi tassonomici (Mosconi et al. (2017, in questo numero). In molti casi, questi cani risultano essere più efficaci di altre tecniche di indagine per individuare le specie bersaglio (Beebe et al. 2016). Molti grandi coleotteri saproxilici sono criptici poiché le loro caratteristiche morfologiche e cromatiche li rendono difficili da scovare a vista (Bouget et al. 2008, Seibold et al. 2015). Nel caso di O. eremita, il criptismo viene potenziato dall’elusività della specie, a causa della ridotta attività quotidiana e per la scarsa inclinazione a spostarsi (Le Gouar et al. 2015). Per questo motivo, nell’ambito del progetto MIPP, è stato deciso di addestrare un cane a riconoscere l’odore della specie. Si tratta della prima volta che viene utilizzato un cane per la conservazione di un coleottero.

Il secondo obiettivo del progetto è stato un approccio di Citizen Science (Zapponi et al. 2016) finalizzato all’approfondimento delle attuali conoscenze sulla distribuzione regionale ed ecologica di nove specie di insetti protette dalla Direttiva Habitat, vale a dire i cinque coleotteri selezionati per il monitoraggio più altre quattro specie appartenenti ad altri due ordini di insetti: Saga pedo Pallas, 1771, Lopinga achine (Scopoli, 1763), Parnassius apollo (Linnaeus, 1758) e il complesso Zerynthia cassandra (Geyer, 1828) / polyxena (Denis e Schiffermüller, 1775). La prima specie appartiene agli Ortotteri, le altre tre ai Lepidotteri. Per condurre tale approccio, i dati sono stati raccolti utilizzando una pagina dedicata del sito web del Progetto MIPP e un’applicazione per dispositivi mobili (app), mentre la convalida dei record basata su fotografie è stata effettuata da esperti.

Una componente rilevante del progetto è stata la diffusione delle conoscenze sugli insetti rari per informare le persone sulle tematiche della conservazione della biodiversità in Europa, quali Natura 2000, la Direttiva Habitat, le attività di monitoraggio e il ruolo ecologico degli insetti all’interno degli ecosistemi forestali. Il cane addestrato per il monitoraggio dello scarabeo eremita è stato utilizzato anche come fattore “curiosità” per attirare l’attenzione del pubblico verso le tematiche trattate.

Metodi

Organismi bersaglio (Target taxa)

Gli organismi bersaglio (= target taxa), cioè quelli selezionati come oggetto di studio e monitoraggio per il progetto MIPP, sono elencati nella Tabella 1, ordinati sistematicamente, con rifermenti agli allegati della direttiva habitat dove sono inclusi e agli obiettivi MIPP in cui sono stati coinvolti.

Organismi bersaglio (specie e sottospecie) del Progetto MIPP, con indicazioni su: inquadramento tassonomico (nome scientifico valido, autore e anno di descrizione, ordine e famiglia a cui sono attualmente assegnati); Allegati della Direttiva Habitat dove i taxa sono elencati (II e/o IV); obbiettivi MIPP dove i taxa sono stati coinvolti (CZ: Citizen Science; TM: verifica statistica dei metodi di monitoraggio); aree di studio dove il monitoraggio è stato condotto (BF: Bosco della Fontana, BM: Bosco della Mesola, FC: Foreste Casentinesi, PA: Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise, PG: Parco Naturale Regionale delle Prealpi Giulie).

Taxon, Autore e Anno di descrizione Ordine Famiglia Allegato HD Obbiettivi
MIPP
Are a di studio
Saga pedo Pallas, 1771 Orthoptera Tettigoniidae IV CZ
Parnassius apollo (Linnaeus, 1758) Lepidoptera Papilionidae IV CZ
Zerynthia cassandra (Geyer, 1828)
Zerynthia polyxena (Denis & Schiffermüller, 1775)
Lepidoptera Papilionidae IV CZ
Lopinga achine (Scopoli, 1763) Lepidoptera Nymphalidae IV CZ
Lucanus cervus (Linnaeus, 1758) Coleoptera Lucanidae II CZ, TM BF, FC
Osmoderma eremita eremita (Scopoli, 1763)
Osmoderma eremita italicum Sparacio, 2000
Osmoderma cristinae Sparacio, 1994
Coleoptera Scarabaeidae *II, IV CZ, TM PA, FC
Cerambyx cerdo Linnaeus, 1758 Coleoptera Cerambycidae II, IV CZ, TM BF, BM
Rosalia alpina (Linnaeus, 1758) Coleoptera Cerambycidae *II, IV CZ, TM PA, FC
Morimus asper asper (Sulzer, 1776)
Morimus asper funereus Mulsant, 1863
Coleoptera Cerambycidae II CZ,TM BF / PG

Come si deduce dalla Tabella 1, il quadro tassonomico dei generi Zerynthia, Osmoderma e Morimus è diverso da quello che figurava negli allegati originali della Direttiva, a causa di alcune modifiche apportate alla sistematica in seguito a studi morfologici e molecolari. Zerynthia polyxena e Osmoderma eremita sono state entrambe divise in due specie, mentre Morimus funereus è stato ridotto ad una sottospecie di Morimus asper. Inoltre, le popolazioni di Osmoderma dell’Italia meridionale (Campania, Basilicata e Calabria) sono state assegnate a una nuova sottospecie O. eremita italicum. Pertanto, le popolazioni italiane di Osmoderma ora comprendono due sottospecie di O. eremita e una specie endemica di Sicilia, O. cristinae.

I coleotteri saproxilici (Lucanus, Osmoderma, Cerambyx, Rosalia e Morimus) sono stati utilizzati per entrambi i principali obiettivi del progetto: 1) la definizione di un metodo standardizzato per il monitoraggio delle specie in Europa (linee guida), in accordo con i criteri identificati nel precedente capitolo; 2) la raccolta di dati sulla loro distribuzione, altitudine e fenologia in Italia, attraverso un approccio di Citizen Science. Al contrario, le farfalle diurne (Parnassius, Zerynthia e Lopinga) e l’ortottero (Saga pedo) sono state utilizzate utilizzate solo per il secondo obiettivo. Dettagli sul metodo della Citizen Science sono forniti da Campanaro et al. (2017b, in questo numero).

Le specie bersaglio di coleotteri saproxilici sono state selezionate in quanto dispongono delle seguenti caratteristiche: (1) sono elencate negli allegati II e/o IV della Direttiva Habitat; (2) hanno dimensioni corporee grandi; (3) sono relativamente facili da identificare, (4) mancano di metodi standardizzati e testati per il monitoraggio, (5) dipendono dal legno morto per completare il loro ciclo di vita e (6) vivono in micro-habitat diversi e rappresentativi di catene alimentari di legno morto. Di seguito, riportiamo una breve presentazione di queste specie.

Figura 1.

Le specie bersaglio di coleotteri saproxilici monitorate dal Progetto Life MIPP. A Lucanus cervus (Foto di Fabio Garzuglia) B Osmoderma eremita (Foto di Francesco Lemma) C Morimus asper funereus (Foto di Kajetan Kravos) D Cerambyx cerdo (foto di Elia Ferro) E Rosalia alpina (foto di Sӧnke Hardersen).

Lucanus cervus (nome italiano: cervo volante europeo): vive in boschi decidui e vola al tramonto. Le larve si nutrono di legno morto a contatto con il suolo, ad esempio, sotto tronchi e ceppaie, o in radici di alberi senescenti. Biologia, ecologia e metodi monitoraggio di questa specie sono trattati in dettaglio da Bardiani et al. (2017, nel presente volume).

Osmoderma eremita (nome italiano: osmoderma o scarabeo eremita) e i taxa vicini, derivati da esso: è un tipico abitante dei vecchi alberi cavi. Le larve scavano e si alimentano nelle pareti delle cavità o nei detriti legnosi accumulati sul fondo delle cavità stesse. L’adulto è molto elusivo. Biologia, ecologia e metodi di monitoraggio di questa specie sono discussi in dettaglio da Maurizi et al. (2017, nel presente volume).

Cerambyx cerdo (nome italiano: cerambice della quercia): gli adulti, principalmente notturni, volano dopo il tramonto. Le larve vivono all’interno del legno decadente di grandi alberi (soprattutto querce), spesso esposte al sole. Biologia, ecologia e metodi di monitoraggio di questa specie sono discussi in dettaglio da Redolfi de Zan et al. (2017, nel presente volume).

Rosalia alpina (nome italiano: rosalia alpina): adulti diurni, spesso visibili sulla corteccia di vecchi esemplari di faggio e altre latifoglie. Le larve si sviluppano tipicamente nel legno degli alberi suddetti. Biologia, ecologia e metodi di monitoraggio di questa specie sono discussi in dettaglio da Campanaro et al. (2017a, nel presente volume).

Morimus asper funereus e Morimus asper asper (nome italiano: morimo scabro): originariamente solo il primo taxon era stato incluso nell’allegato II della Direttiva Habitat come specie valida (Morimus funereus). Un recente studio genetico (Solano et al. 2013) suggerisce che tutte le popolazioni europee di questo genere dovrebbero essere assegnate a Morimus asper, una specie geneticamente e morfologicamente variabile. Pur non essendo in grado di volare, questa specie attera ha rivelato una inaspettata capacità di dispersione. Lo sviluppo delle larve avviene in legno tagliato di recente e tronchi di alberi danneggiati. Biologia, ecologia e metodi di monitoraggio di questa specie sono discussi in dettaglio da Hardersen et al. (2017, nel presente volume).

Aree di studio

I metodi di monitoraggio delle specie bersaglio sono stati sperimentati in cinque aree, gestite principalmente dal CUTFAA. Tutte le aree investigate sono parte integrante della rete italiana Natura 2000 (SCI e SPA) e i dati raccolti rappresentano un importante contributo al monitoraggio delle specie bersaglio in Italia. Vedere la Tabella 2 per una panoramica delle aree di studio, i siti di studio individuati per ciascun’area, con la loro posizione geografica, l’altitudine e le coordinate.

Aree e siti di studio in cui i metodi di monitoraggio sono stati testati durante il lavoro sul campo del Progetto MIPP.

Aree di studio (acronimi) Riferimento geografico Regione amministrativa Siti di studio
(=località di raccolta)
Altitudine
m s.l. m..
Coordinate
(Gradi Decimali)
Parco Naturale Regionale delle Prealpi Giulie (PG) Alpi Orientali Friuli-Venezia Giulia Starmiza di Resia 750-850 46.3435-46.3414°N,
13.2994-13.3078°E
Bosco della Fontana (BF) V alle del Fiume Po Lombardia 19-25 45.2003°N, 10.7408°E
Bosco della Mesola (BM) Delta del Fiume Po Emilia-Romagna 0-2 44.8485°N, 12.2511°E
Foreste Casentinesi (FC) Appennino Tosco-Emiliano Emilia-Romagna Rifugio La Lama e dintorni 700-900 43.4312°N, 11.8381°E
Toscana Camaldoli 820-870 43.7874°N, 11.8208°E
Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise (PA) Appennino Abruzzese Abruzzo Difesa di Pescasseroli Val Fondillo 1234-1352 1090-1216 41.8461°N, 13.8600°E
41.7841°N, 13.9563°E
Zio Mas ca 1030 42. 0802°N, 14.0566°E
Feudo Intramonti e Colle di Licco ca 1030 41.7818°N, 13.8974°E

Parco Naturale Regionale delle Prealpi Giulie

Il Parco Naturale Regionale delle Prealpi Giulie copre 9.400 ettari e si trova al confine tra le Alpi Giulie e le Prealpi Giulie, vicino al confine sloveno. Il parco è un sistema montuoso che varia da 300 a 2587 m s.l.m., ed è suddiviso in due principali bacini idrografici. Fa parte di due Aree Speciali di Conservazione (SAC): IT3320012 (Prealpi Giulie Settentrionali) e IT3321002 (Alpi Giulie). Le foreste di faggio si trovano fino a circa 850 m s.l.m. e sono sostituiti da Pinus mugo sopra 1400 m. I versanti meridionali delle montagne, caratterizzati da terreni poveri e temperature relativamente elevate, sono dominate da Ostrya carpinifolia e Fraxinus ornus. Altre importanti formazioni presenti nel Parco sono foreste di pino nero (Pinus nigra) e pino rosso (P. sylvestris). La ricerca per il progetto MIPP è stata effettuata nella foresta vicino a Starmiza di Resia (fra 46.3435°N, 13.2994°E e 46.3414°N, 13.3078°E).

Questa zona (750–850 m s.l.m.) è gestita con un regime di tagli successivi (shelterwood) e il legno morto viene rimosso. Ne derivano faggete disetanee formate da coorti di alberi di diversa età ma prevalentemente giovani, con poco legno morto. Tuttavia, a causa della morfologia locale molto ripida, il legno morto si raccoglie in piccole e isolate tasche di foresta, favorito da accessibilità limitata o dalle valanghe. Il Parco ospita popolazioni di Lucanus cervus, Rosalia alpina e Morimus asper funereus, ma i metodi di monitoraggio testati per il MIPP hanno riguardato soltanto l’ultima specie.

Bosco della Fontana

La Riserva Naturale Biogenetica Bosco della Fontana si trova in provincia di Mantova a quota 19–25 m. Bosco Fontana (45.200299°N, 10.740841°E) è un sito della rete Natura 2000 (IT20B0011), gestito dall’Ufficio Territoriale Carabinieri per la Biodiversità di Verona. Esso copre un’area di 233 ettari, di cui 198 rappresentano uno degli ultimi resti dell’antica foresta lombarda della Valle del Po (con Quercus robur e Carpinus betulus) (Mason 2002a). La riserva è una zona di foresta isolata, in quanto il paesaggio circostante è stato significativamente modificato dalle attività umane, dando luogo a coltivazioni agricole intensive, insediamenti rurali e industriali. La foresta è dominata da farnia (Quercus robur) e carpino bianco (Carpinus betulus), con un denso sottobosco di nocciolo (Corylus avellana), biancospino (Crataegus laevigata) e fusaggine (Euonymus europaeus). Nella parte settentrionale della foresta, la farnia è sostituita dal cerro (Quercus cerris), mentre nella parte orientale sono abbondanti il frassino meridionale (Fraxinus angustifolia) e l’ontano nero (Alnus glutinosa). Tra il 1952 e il 1958 sono state piantate specie arboree alloctone, di provenienza nordamericana (Quercus rubra, Platanus x acerifolia, Juglans nigra) e il Progetto Life NAT / IT99 / 6245 ha avviato l’eliminazione della specie più invasiva, Q. rubra (Cavalli e Mason 2003, Mason 2003, Mason e Minari 2009). Poiché dall’inizio degli anni ’90 la foresta non ha più subito rimozione di legno, sia di legname che di legno morto, la quantità di quest’ultimo è aumentata notevolmente: nel 1995 è stato calcolato a circa 26 m3/ha in media (Mason 2002a) ma con un picco massimo di 124 m3/ha in una determinata area (Travaglini et al. 2007). Altre informazioni sulla gestione della riserva sono state riportate da Cavalli e Mason (2003), Mason et al. (2004) e Campanaro et al. (2014). Al Bosco della Fontana, durante il Progetto MIPP, sono stati sperimentati metodi di monitoraggio per L. cervus, C. cerdo e M. asper.

Figura 2.

Ubicazione delle aree (A-E) e dei siti di studio usati per il monitoraggio delle specie bersaglio.

Figura 3.

Parco Naturale Regionale delle Prealpi Giulie: foreste formate da alberi appartenenti a diverse coorti ma prevalentemente giovani, povere di legno morto. Cataste di rami per attrarre Morimus asper funereus sono state costruite appositamente (foto di Sӧnke Hardersen).

Figura 4.

Bosco della Fontana: la grande quantità di legno morto presente è dovuta ad una gestione speciale finalizzata alla conservazione della biodiversità, a partire dal 1992 (foto di Sӧnke Hardersen).

Bosco della Mesola

La Riserva Naturale Bosco della Mesola è gestito dall’Ufficio Territoriale Carabinieri per la Biodiversità di Punta Marina e copre un’area di 1500 ettari. La Riserva, che fa parte della rete Natura 2000 (IT 4060006) e del Parco Regionale del Delta del Po, si trova nella Provincia di Ferrara a circa 16 km dalla costa adriatica. Questa foresta planiziaria costiera, di grande importanza per la conservazione, è dominata da leccio (Quercus ilex) e farnia (Quercus robur). Altre specie di alberi che vi abbondano sono i carpini (Carpinus betulus e C. orientalis), i frassini (Fraxinus angustifolia e F. ornus), i pioppi (Populus alba, P. tremula, P. nigra) e l’olmo campestre (Ulmus minor). Il sottobosco è scarso e le specie arbustive più abbondanti sono biancospino (Crataegus monogyna) e il ligustro (Ligustrum vulgare). Tra il 1945 e il 1971 sono stati piantati alberi non nativi, come il pino domestico (Pinus pinea) e il pino marittimo (Pinus pinaster). L’abbandono della gestione tradizionale della foresta sin dagli anni ‘70 ha determinato un aumento del legno morto, ormai molto abbondante. La ricerca condotta durante il progetto MIPP nel Bosco della Mesola (44,8485°N, 12,2511°E) si è concentrata sulla sperimentazione dei metodi di monitoraggio per C. cerdo e M. asper asper.

Figura 5.

Bosco della Mesola: foresta planiziaria costiera, dove l’abbandono della gestione tradizionale a partire dagli anni ’70, ha determinato un aumento del legno morto (foto di Gloria Antonini).

Foreste Casentinesi

Le Foreste Casentinesi sono aree forestali naturali e storiche situate nell’Appennino Tosco-Emiliano, all’interno del Parco Nazionale delle Foreste Casentinesi, del Monte Falterona e Campigna. La ricerca è stata svolta in due aree gestite dall’Ufficio Territoriale Carabinieri per la Biodiversità di Pratovecchio: la Foresta della Lama, comprendente anche le zone adiacenti che fanno parte della rete Natura 2000 (IT 4080001) e il castagneto secolare Foreste di Camaldoli, Badia Prataglia (IT 5180018). L’area centrale delle Foreste Casentine è la zona di Sasso Fratino (764 ettari), dove i tagli sono stati abbandonati da più di 100 anni. Questa foresta è tra le più naturali dell’Europa occidentale ed è costituita da boschi di faggi, formazioni miste di faggi e abeti bianchi e boschi decidui misti di latifoglie. Le faggete sono diffuse nel Parco da 600–700 m fino a 1.700–1.800 m s.l.m. Anche se la loro composizione varia con l’altitudine, esse sono per lo più dominate dal faggio (Fagus sylvatica) ma ospitano diverse specie di alberi come l’acero di monte (Acer pseudoplatanus), il frassino (Fraxinus excelsior), il sorbo montano (Sorbus aria), il maggiociondolo alpino (Laburnum alpinum) e il sorbo degli uccellatori (Sorbus aucuparia). Le foreste di latifoglie decidue miste sono diffuse in tutte la fascia submontana e rappresentano le associazioni boschive più diversificate degli Appennini, con varie combinazioni specifiche di orniello (Fraxinus ornus), cerro (Quercus cerris), roverella (Quercus pubescens), acero fico (Acer opalus), acero riccio (Acer platanoides), carpino nero (Ostrya carpinifolia), tiglio nostrano (Tilia platyphyllos), maggiociondolo comune (Laburnum anagyroides), ciliegio selvatico (Prunus avium) ecc. Infine, vicino agli insediamenti umani, come presso il Monastero di Camaldoli, ci sono boschi secolari di Castanea sativa, gestiti come cedui o come fustaie da frutto. Le Foreste del Parco ospitano almeno quattro specie di coleotteri saproxilici studiati dal progetto: L. cervus, O. eremita, R. alpina e M. asper asper. I metodi di monitoraggio sono stati sperimentati solo per le prime tre specie nella zona di transizione fra foresta di faggi e foresta di latifoglie decidue, a 700-900 m slm, in diversi siti intorno al rifugio forestale della Lama (43.4312°N, 11.8381°E): Poggio Ghiaccione, Poggio Piano, La Vetreria e la strada per Badia. Solo O. eremita è stata monitorata nel vecchio castagneto da frutto vicino a Camaldoli (43.7874°N, 11.8208 E) a un’altitudine di 820–870 m.

Figura 6.

Foreste Casentinesi: antichi castagneti da frutto dove una popolazione di Osmoderma eremita è stata scoperta per la prima volta dai ricercatori del MIPP (foto di Sӧnke Hardersen).

Figura 7.

Foreste Casentinesi: faggeta natural dove tre specie di coleotteri sono state monitorate per il Progetto MIPP: Lucanus cervus, Osmoderma eremita e Rosalia alpina (foto di Sӧnke Hardersen).

Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise

All’interno del Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise, i ricercatori MIPP hanno condotto monitoraggi in quattro siti: “Difesa di Pescasseroli” (41.8461°N, 13.8600°E), “Val Fondillo” (41.7841°N, 13.9563°E), “Riserva Naturale Orientata Feudo Intramonti e Colle di Licco” (41.7818°N, 13.8974°E) e “Zio Mas” (42.0802°N, 14.0566°E). I primi due siti (Difesa di Pescasseroli e Val Fondillo) sono amministrati dal Parco, mentre gli altri due (Zio Mas e Feudo Intramonti) sono gestiti dall’Ufficio Territoriale Carabinieri per la Biodiversità di Castel di Sangro (provincia L’Aquila). Difesa di Pescasseroli e Val Fondillo si trovano vicino a Pescasseroli (provincia L’Aquila), a un’altitudine di 1234–1352m e 1090–1216m rispettivamente, e consistono in un mosaico di foreste vetuste dominate dal faggio (Fagus sylvatica) e alberi associati come l’acero di monte (Acer pseudoplatanus), il frassino (Fraxinus excelsior), il sorbo montano (Sorbus aria), il carpino bianco (Carpinus betulus), il tasso (Taxus baccata) etc. Le faggete coprono più del 60% della superficie del Parco e ospitano alberi molto vecchi, grazie alla limitata accessibilità di alcuni versanti montani ripidi o alla presenza di riserve naturali integrali. Zio Mas e Feudo Intramonti e Colle di Licco si trovano a circa 1030 m s.l.m., presso Casone Crugnale, in boschi decidui mesofili. Metodi di monitoraggio sono stati testati solo per O. eremita e R. alpina.

Figura 8.

Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise: faggete vetuste dove sono stati testati i metodi di monitoraggio per Osmoderma eremita e Rosalia alpina (foto di Emilia Capogna).

Sviluppo dei metodi di monitoraggio

Al fine di sviluppare e verificare i metodi di monitoraggio più appropriati, è stata riesaminata tutta la letteratura rilevante per selezionare gli approcci più idonei da testare per il monitoraggio delle specie bersaglio. Nell’Azione A1 del progetto MIPP, questi metodi sono stati esaminati criticamente per ricavarne progetti di monitoraggio che sono state inviate a 15 esperti stranieri i cui consigli hanno migliorato notevolmente il protocollo iniziale. Sulla base di questi documenti, un piano di lavoro è stato sviluppato per gli anni 2013–2017 in collaborazione con la Regione Lombardia (azione A2) e sono stati selezionati gli approcci statistici più idonei in base a diverse variabili, in particolare la struttura delle popolazioni a livello locale. Ad esempio, mentre una popolazione abbondante e uniformemente distribuita di M. asper a Bosco della Fontana ha permesso di adottare un approccio basato sulla randomizzazione, una struttura di popolazione a gruppi (clustered), come quella osservata per la stessa specie nelle Prealpi Giulie, ha richiesto un disegno sperimentale a blocchi randomizzati (randomised block design).

I parametri da monitorare erano sempre il numero di individui rilevati in relazione a un dato sforzo. È stato dimostrato che tali conteggi sono spesso fortemente correlati con la stima delle dimensioni delle popolazioni negli insetti (ad esempio Dolek e Geyer 2000, Collier et al. 2008). Sono state considerate anche le correlazioni tra il numero di individui osservati e i parametri ambientali (ad esempio, temperatura, diametro degli alberi, stagione, ora del giorno) allo scopo di fornire indicazioni pratiche per il monitoraggio. Generalmente, i metodi scelti si basavano sui mezzi attraverso i quali si potrebbe attirare le specie bersaglio o sulle situazioni dove/quando gli individui si trovano a densità più elevate. Durante il monitoraggio di organismi rari o criptici, l’uso di sostanze attrattive può contribuire ad aumentare il tassi di rilevamento della specie (Larsson e Svensson 2011, Ray et al. 2009). Ad esempio, gli adulti di O. eremita sono attratti dal feromone (R) - (C) -γ-decalactone (Larsson et al. 2003) mentre gli adulti di M. asper accorrono sulla legna tagliata di fresco (Chiari et al. 2013). Per rilevare un elevato numero di L. cervus, il periodo migliore per i campionamenti è quello di 30 minuti prima e dopo il tramonto, tra il 18 giugno e l’8 luglio (Campanaro et al. 2016). Un ulteriore punto importante è che i metodi da testare non dovevano uccidere né danneggiare gli insetti. Pertanto, le trappole erano destinate a mantenere gli adulti in vita e venivano controllate quotidianamente. Gli insetti catturati sono stati trattati con attenzione e rilasciati rapidamente. I metodi selezionati per ciascuna specie sono stati applicati in almeno due aree di studio per un minimo di tre stagioni. Ovviamente, i metodi pubblicati sono dei compromessi poiché, in particolare per le piccole popolazioni, è difficile bilanciare i costi limitati di manodopera e il campionamento di un elevato numero di esemplari. I risultati sono stati analizzati statisticamente, con una grande varietà di approcci, sempre allo scopo di confrontare i diversi metodi di monitoraggio e scegliere quello più idoneo ed efficiente.

La grande quantità di lavoro sul campo, realizzato per lo sviluppo dei metodi di monitoraggio, è stata possibile solo perché molte persone, anche da paesi stranieri, sono venute a prestare la loro opera di volontariato aiutando il personale del progetto. Numerosi studenti universitari hanno collaborato alla raccolta dati sul campo, utilizzandoli per scrivere tesi di laurea (triennale e magistrale), master e dottorati, in tutto circa dieci dissertazioni (vedi i nomi nei Ringraziamenti).

Un permesso speciale è stato ottenuto dal Ministero dell’Ambiente per la manipolazione e la cattura di individui delle specie bersaglio (permesso di raccolta: Ministero dell’Ambiente e della Protezione del Territorio e del Mare - DG Protezione della Natura e del Mare, U.prot PNM 2012 -0010890 del 28/05/2012).

Metodi testati per il Progetto MIPP

Differenti metodi sono stati usati sia per verificare la presenza delle specie nelle aree, sia per monitorare le loro popolazioni, sviluppando metodi adatti per operatori non-esperti.

L. cervus è stato oggetto di stime di abbondanza effettuate lungo transetti lineari di 500m percorsi nella mezzora del tramonto (da 15 minuti prima a 15 minuti dopo il tramonto), contando sia gli individui avvistati sia quelli catturati con un retino, in entrambe le aree di studio Bosco Fontana e Foresta della Lama. A Bosco Fontana, sono stati raccolti anche i resti di L. cervus predati da uccelli e altri animali, percorrendo di giorno i transetti. Inoltre, nella stessa area, sono state montate delle trappole aree innescate con vino e/o birra, zucchero o succo di banana, situate a differenti altezze dal suolo. Linee guida e dettagli metodologici sono riportati da Bardiani et al. (2017a, 2017b nel presente volume).

Osmoderma eremita è stato attirato da trappole con feromoni (BCWT) e catturato con trappole a caduta senza esca (PT) in tre diversi siti del Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise (Difesa di Pescasseroli, Val Fondillo e Feudo Intramonti- Colle di Licco) e in due siti delle Foreste Casentinesi (Foresta della Lama e Monastero di Camaldoli). Le larve sono state cercate con l’aiuto di un cane addestrato (operazione Osmodog) in diversi siti di tutte le macro-aree. Linee guida e dettagli metodologici sono riportati da Maurizi et al. (2017 nel presente volume).

Cerambyx cerdo è stato monitorato a Bosco della Fontana e al Bosco della Mesola, con quattro metodi: usando sostanze attrattive per gli adulti (spalmando linfa di frassino su corteccia di tronchi; allestendo trappole aeree innescate con vino e/o birra, zucchero o succo di banana; avvistando adulti attraverso Visual Encounter Surveys (VES); e raccogliendo resti di adulti predati da uccelli e altri animali lungo transetti. Linee guida e dettagli metodologici sono riportati da Redolfi de Zan et al. (2017 nel presente volume).

Rosalia alpina è stata cercata in diversi siti di faggeta nelle Foreste Casentinesi e nel Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise. I metodi consistevano in l’avvistamento di adulti attraverso Visual Encounter Surveys (VES) sui tronchi di singoli alberi o gruppi di alberi (sia in piedi che caduti), e sul controllo di tripodi costruiti con rami di faggio tagliati di fresco. Nel primo caso, gli alberi da sorvegliare erano considerati adatti alla specie quando presentavano legno morto nel tronco ed erano esposti alla luce solare per almeno 1–2 ore al giorno. I tronchi caduti erano faggi con diametro di 28–75cm. I tripodi erano formati da tre rami di faggio (diametro 20–25cm) e venivano posizionati in zone aperte facilmente accessibili (lungo strade forestali o radure) a distanza di almeno 30m l’uno dall’altro. Linee guida e dettagli metodologici sono riportati da Campanaro et al. (2017a nel presente volume).

Morimus asper è stato monitorato nelle Prealpi Giulie (M. asper funereus) e al Bosco della Fontana (M. asper asper) usando cataste di rami tagliati di fresco e trappole a caduta innescate con composti chimici attrattivi. Dal 2014 al 2016, l’influenza di alcune variabili dei rami (diametro, età del legno, specie arborea) sul numero degli adulti osservati è stata valutata, come anche l’attrazione dei composti chimici usati sugli adulti di ambo i sessi. Linee guida e dettagli metodologici sono riportati da Hardersen et al. (2017 nel presente volume).

Dati faunistici sono stati raccolti con l’azione dedicata alla Citizen Science, usando il sito web del Progetto e un’applicazione per telefoni cellulari (app), in modo da coinvolgere il maggior numero possibile di persone. Tutte le immagini ricevute dai cittadini (fotografie digitali) sono state convalidate da esperti.

Osmodog: addestramento di un cane per la ricerca di Osmoderma eremita

Un Golden Retriever battezzato “Teseo”, è stato scelto da uno stock selezionato di cani del Servizio CITES dell’ex-CFS (Corpo Forestale dello Stato, oggi Carabinieri CUTFAA) e addestrato con la supervisione di personale specializzato. Originariamente, il Progetto intendeva sfruttare il fatto che i maschi di O. eremita emettono grandi quantità di un feromone sessuale dall’odore molto forte che anche gli umani possono percepire. Tuttavia, dopo aver consultato il Dipartimento per la Protezione delle Foreste del governo austriaco, che per diversi anni ha addestrato cani per la ricerca del cerambicide alloctono Anoplophora glabripennis, venne deciso di focalizzare l’addestramento sulle larve dell’osmoderma. Le ragioni che hanno portato a questa decisione sono: 1) le larve dei coleotteri saproxilici hanno un’odore specie-specifico (Hoyer-Tomiczek et al. 2016), anche se non può essere percepito dagli umani; 2) le larve di O. eremita sono presenti tutto l’anno mentre gli adulti si trovano soltanto da Giugno a Settembre; 3) solamente la presenza delle larve può rivelarci gli alberi in cui la specie si riproduce perché gli adulti possono volare per almeno 1,5km (Chiari et al. 2013b).

Figura 9.

Il cane addestrato a cercare O. eremita insieme al suo allenatore (Fabio Mosconi) nella faggeta vetusta a Difesa di Pescasseroli (foto di Emanuela Maurizi).

Teseo ha iniziato a lavorare con il suo allenatore all’età di 6 mesi e il lavoro sul campo è iniziato appena il cane ha raggiunto l’età adulta (24 mesi). Per imprimere l’odore bersaglio sul cane, una larva di scarabeo eremita è stata tenuta viva in una scatoletta riempita di detriti legnosi. Durante le prime prove, la larva è stata lavata con acqua e conservata in una scatola perforata. Quando il cane aveva imparato a riconoscere l’odore bersaglio, l’allenamento continuava nascondendo le scatolette (piene e vuote) all’interno delle cavità basali degli alberi e di altri microhabitat all’interno di un’area recintata e riservata a zona di formazione del cane. Questa fase di formazione si è conclusa quando Teseo ha imparato a individuare e segnalare l’obiettivo al suo allenatore. L’accuratezza di Teseo è stata misurata in otto aree boschive con due diversi approcci. La prima serie di prove è stata effettuata in sei siti senza popolazioni di osmoderma che tuttavia contenevano alberi cavi o fessurati adatti alle sue larve. Ulteriori test sono stati basati su filtri imbevuti dell’odore delle larve, nascosti in alberi scelti in modo casuale da un assistente di campo ignoto al cane e al gestore. Durante le sessioni di ricerca, il gestore ha segnalato il comportamento del cane a un assistente di campo assegnando un punteggio alle risposte del cane: nessuna reazione, segnalazione parziale e segnalazione completa. Dettagli sui metodi sono riportati da Mosconi et al. (2017 nel presente volume).

Risultati e Discussione

Monitoraggio delle specie

Per ciascuna specie bersaglio, il personale MIPP ha individuato un metodo di monitoraggio giudicato “migliore” per rilevare le variazioni di abbondanza di una popolazione nel tempo, secondo i seguenti criteri: validità scientifica, numero elevato di individui rilevati o catturati, facilità di esecuzione, basso livello di invasività e basso costo.

Per Lucanus cervus, il metodo selezionato consiste nel camminare al crepuscolo, lungo un transetto di lunghezza standard (lunghezza 500m e larghezza fino a 10m) e contare tutti gli adulti di L. cervus avvistati a terra e in volo. Il percorso viene effettuato in mezzora da un operatore, da 15 minuti prima del tramonto a 15 minuti dopo il tramonto. Il transetto è stato suddiviso in 5 settori di 100m ciascuno, da percorrere in 6 minuti. I transetti sono stati scelti lungo strade forestali o piste con condizioni di luce accettabili al crepuscolo e con una bassa densità della volta arborea. I risultati dettagliati e la discussione dei problemi relativi al campionamento sono riportati da Bardiani et al. (2017 nel presente volume).

Per O. eremita, è stato selezionato un metodo di cattura attraverso trappole a finestra con due pannelli neri incrociati e disposti verticalmente sopra un imbuto collegato all’imboccatura di un recipiente rimovibile (BCWT). Tali trappole, innescate con il feromone sessuale della specie e appese su rami, devono essere controllate ogni due giorni per evitare la morte dell’animale in caso di calore eccessivo nel recipiente. Allo scopo di minimizzare il disturbo all’attività riproduttiva e del comportamento, questo monitoraggio viene consigliato solo ogni tre anni (un anno di campionamento e due di riposo). Come metodo alternativo, un numero elevato (almeno 150) di trappole a caduta (PT), senza esca, potrebbe essere collocato nello stesso numero di cavità. Anche se questo metodo è più economico e meno invasivo (in quanto nessun feromone rischia di interferire con le attività riproduttive della popolazione), può essere utilizzato solo in aree dove le cavità degli alberi sono molto abbondanti e ricche di detriti legnosi. Inoltre, occorre una squadra di operatori composta da più persone per assicurare il controllo di tante trappole ogni due giorni. I risultati dettagliati e la discussione dei problemi relativi al campionamento di questa specie così elusiva sono riportati da Maurizi et al. (2017 nel presente volume).

Per C. cerdo, il metodo selezionato è l’uso di trappole aeree formate da due contenitori cilindrici di plastica, quello superiore incastrato in quello inferiore, separati da una rete. Le trappole dovrebbero essere posizionate su rami di alberi (in particolare querce con diametro superiore a 50 cm), ad un’altezza di 10 metri dal suolo e innescate con vino rosso, vino bianco e zucchero. Dieci trappole sono state posizionate in ciascuna area di campionamento e controllate ogni giorno. I risultati dettagliati e la discussione dei problemi relativi al campionamento sono riportati da Redolfi de Zan et al. (2017 nel presente volume).

Per R. alpina, il metodo selezionato consisteva nel controllare 15 alberi di faggio con diametro maggiore di 30 cm, morti o ricchi di legno morto ed esposti al sole, essendo l’habitat naturale della specie. I risultati hanno mostrato che l’uso di esche artificiali di legno (tripodi) o di tronchi caduti, appositamente prodotti per il monitoraggio, non rappresentano alternative pratiche. I risultati dettagliati e la discussione dei problemi relativi al campionamento sono riportati da Campanaro et al. (2017 nel presente volume).

Per M. asper / funereus, il metodo selezionato consiste nella costruzione e nel controllo di cataste allestite con rami appena tagliati che funzionano come attrattivi per gli adulti di questa specie. Ogni mucchio deve essere costruito utilizzando rami della stessa specie vegetale, con diametro superiore a 12 cm. Le specie di albero utilizzate per la costruzione delle cataste dovevano essere scelte con attenzione perché gli alberi preferiti sembravano essere il faggio e le querce. I risultati dettagliati e la discussione dei problemi relativi al campionamento sono riportati da Hardersen et al. (2017 nel presente volume).

Citizen Science

Un totale di 2.308 reperti sono stati trasmessi al database del progetto da 695 cittadini. L’elevato tasso di validazioni (73%) ha confermato che nella maggior parte dei casi l’identificazione da parte dei cittadini era corretta. Il numero dei reperti per anno è cresciuto costantemente dal 2014 al 2016, così come il numero dei partecipanti. La maggior parte dei reperti riguardavano L. cervus, seguiti da M. asper e R. alpina. I reperti inviati dai cittadini, hanno consentito un’analisi dettagliata della distribuzione altitudinale e della fenologia delle specie bersaglio, in particolare per quelle con il maggior numero di segnalazioni. I risultati ottenuti sono in linea con i dati sulla fenologia e la distribuzione altitudinale pubblicati da autori di pubblicazioni scientifiche sul tema. Per quattro specie è stato anche mostrato come la fenologia cambia con l’altitudine e che il picco di attività viene ritardato di 10 giorni in media quando si sale di quota per 400 metri.

Osmodog

Per ogni sessione di campo, il cane è stato in grado di lavorare per circa 50 minuti, e ha dovuto riposare per 15–60 minuti prima di ricominciare. Le alte temperature hanno sempre causato una diminuzione generale delle capacità lavorativa del cane. Alla fine della formazione, Teseo ha imparato a segnalare esclusivamente le larve di O. eremita anche se talvolta ha mostrato alcune deboli reazioni alla presenza di larve di altre specie come Oryctes nasicornis e Gnorimus variabilis (ad esempio, sedendosi presso la sorgente dell’odore o abbaiando debolmente). I risultati dei test hanno dimostrato che l’uso di un cane addestrato per trovare larve di osmoderma è migliore del campionamento tradizionale (Wood Mould Sample = WMS) fondato sull’ispezione visiva dei detriti di legno prelevati dalle cavità degli alberi. Infatti, il cane ha mostrato un maggiore grado di successo nel rilevare gli alberi colonizzati (oltre il 70%) in due aree precedentemente controllate con WMS (fino al 50%) da Chiari et al. (2014). Inoltre, l’uso di un cane ha consumato molto meno tempo di quello richiesto dal WMS: Teseo, durante una giornata con buone condizioni meteorologiche, è stato in grado di rilevare larve di osmoderma con alta precisione, impiegando meno di un decimo del tempo necessario con il WMS. Inoltre, l’uso di un cane ha eliminato il rischio di danneggiare le larve e il fragile equilibrio del suo microhabitat dove vive un’intera biocenosi di organismi saproxilici.

Disseminazione delle conoscenze e comunicazione

La partecipazione dei bambini ai programmi di educazione ambientale sembra avere un grande impatto sul loro atteggiamento e sul comportamento. Alcuni studi hanno dimostrato che i bambini che partecipano a tali programmi sono più preoccupati per la natura, vogliono conoscere meglio i problemi ambientali e sono più inclini ad avere comportamenti in favore della conservazione dell’ambiente (ad esempio il riciclaggio dei rifiuti) rispetto ai bambini che non hanno partecipato (cfr. Wells e Lekies 2012, per una revisione). Le azioni MIPP sono state incentrate sulla diffusione e la comunicazione, per informare il pubblico su temi come Natura 2000, la Direttiva Habitat, le attività di monitoraggio, l’ecosistema forestale e il ruolo ecologico degli insetti saproxilici. Queste azioni sono state condotte attraverso una grande varietà di mezzi e approcci: programmi televisivi, comunicati stampa, interviste, articoli su riviste di natura e su giornali, lezioni nelle scuole, presenza a fiere, conferenze, creazione di fumetti, volantini, manifesti ecc. Il cane addestrato a controllare lo scarabeo eremita, è stato utilizzato anche come fattore “curiosità” per attirare l’attenzione del pubblico verso il raro coleottero e le tematiche suddette. Ad esempio, il cane è stato utilizzato come personaggio principale della brochure “Osmodog e piccoli abitanti delle foreste”, destinato ai bambini scolastici (può essere scaricato gratuitamente all’indirizzo http: // lifemipp.eu/mipp/data/download/Osmodog.pdf).

Figura 10.

Attività di disseminazione con i bambini: scavando nel legno morto e maneggiando coleotteri (foto di Michela Maura).

Figura 11.

Attività di disseminazione nella scuola primaria: preparazione alle escursioni nei boschi con i ricercatori MIPP (foto di Emanuela Maurizi).

Nel progetto MIPP è stata svolta in varie regioni italiane un’attività didattica specifica, denominata “MIPP-iacciono gli insetti” per i giovani della scuola primaria. Uno degli obiettivi del progetto era quello di eseguire 60 attività (lezioni) all’anno e coinvolgere 3000 studenti. Gli obiettivi dell’attività erano quello di diffondere informazioni relative alla protezione dei vecchi alberi e alla conservazione delle foreste vetuste. L’attività “MIPP-iacciono gli insetti” iniziava con una discussione interattiva stimolata da una proiezione di immagini di foreste naturali e artificiali, del legno morto e degli insetti saproxilici. Dopo di ciò, i bambini venivano incoraggiati a imparare a identificare gli insetti bersaglio del progetto MIPP, utilizzando i loro sensi, udito, vista e odore. In particolare, durante il gioco di annusare gli odori, impersonavano Teseo, il cane da osmoderma, sniffando e indovinando quello di O. eremita.

Altre attività didattiche per i giovani della scuola primaria e secondaria, svolte nel corso del progetto MIPP comprendevano visite guidate nelle riserve naturali, dove si è dedicata particolare attenzione alle foreste vetuste, ai vecchi alberi, al legno morto e agli insetti saproxilici.

Note conclusive e raccomandazioni

Il Progetto Life MIPP è stata una sfida da molti punti di vista: collaborare tra diverse istituzioni, coordinare una grande quantità di lavoro sul campo in cinque aree di studio, sviluppare metodi di monitoraggio per specie rare ed elusive, organizzare un progetto di Citizen Science per aumentare le conoscenze sulla distribuzione di insetti rari e protetti in Italia, educare il pubblico sull’importanza della biodiversità, Natura 2000, l’importanza degli alberi veterani negli ecosistemi forestali ecc. Grazie alla buona volontà e al duro lavoro di molte persone, gli ostacoli sono stati superati e il progetto è riuscito a completare con successo tutte le Azioni pianificate. Gli articoli pubblicati in questo numero speciale di Nature Conservation forniscono i risultati scientifici sui metodi di monitoraggio e la presentazione dettagliata dei metodi più appropriati in termini di costi ed efficienza per i cinque coleotteri saproxilici selezionati dal progetto. Due di questi articoli sono stati dedicati rispettivamente ai risultati di due sottoprogetti: la scienza dei cittadini e la formazione di un cane per l’individuazione di O. eremita sul campo.

I risultati sui metodi di monitoraggio hanno dimostrato che le autorità di gestione delle aree protette possono essere in grado di fornire la relazione richiesta ogni sei anni dalla Direttiva Habitat sulle cinque specie saproxiliche che figurano negli allegati, usando metodi e procedure semplici, efficienti e a basso costo. Inoltre, i gestori possono facilmente ottenere l’aiuto di studenti di lauree specialistiche, master e dottorati delle università in cui l’ecologia degli insetti saproxilici è oggetto di ricerche. È possibile sviluppare una “relazione simbiotica” o semplicemente un supporto reciproco tra istituti di ricerca e autorità di gestione delle aree protette, con vantaggi reciproci. Molti studenti e studiosi sono disponibili a lavorare gratuitamente nel monitoraggio delle specie minacciate per ottenere dati per la loro tesi, la formazione professionale, il tirocinio in un’area protetta o un progetto di ricerca. Le autorità di gestione possono offrire a questi volontari un sostegno logistico, ad esempio, il trasporto all’interno dell’area protetta su veicoli fuoristrada (se necessario), i guardaparco come guide, gli alloggi in rifugi o guest-rooms locali. Infatti, casette semplici e basilari con letti a castello per studiosi e volontari dovrebbero essere una delle prime azioni da intraprendere per migliorare la ricerca scientifica e il monitoraggio in un’area protetta. Per quanto riguarda l’utilizzo dei dati raccolti ogni anno sulle popolazioni delle specie bersaglio (vale a dire il numero di esemplari registrati in ciascuna area e per ogni metodo, divisi per mese, settimana, giorno e, quando opportuno, per fascia oraria), ciascun paese dovrebbe delegare un ufficio ministeriale o altro ente governativo per raccogliere queste informazioni preziose in un semplice database e questo dovrebbe essere pubblicato on line in un sito ufficiale con accesso riservato alla comunità scientifica.

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Linee Guida per il monitoraggio di Lucanus cervus

Introduzione

Il cervo volante europeo, Lucanus cervus (Linnaeus, 1758), appartenente alla famiglia Lucanidae, e il piu grande coleottero saproxilico d’Europa. Le popolazioni di questa specie vivono generalmente nelle foreste decidue mature, soprattutto nei querceti planiziari e di media altitudine con presenza di legno morto nel suolo. Lucanus cervus e considerato una specie bandiera e figura nell’allegato II della Direttiva Habitat (direttiva 92/43/CEE del Consiglio, del 21 maggio 1992, relativa alla conservazione degli habitat naturali, della fauna e della flora). La Direttiva Habitat prevede che gli Stati Membri preparino, ogni sei anni, una relazione sullo stato di conservazione delle specie elencate negli allegati. Al fine di agevolare la risposta a tale obbligo, il Progetto Life “Monitoraggio degli insetti con partecipazione del pubblico” (LIFE11 NAT/IT/000252) (Mason et al. 2015) (in seguito: MIPP) ha condotto lavori sperimentali sul campo per sviluppare un metodo standardizzato idoneo al monitoraggio delle specie di coleotteri saproxilici del progetto: Osmoderma eremita (scarabeo eremita, Scarabaeidae), Lucanus cervus (cervo volante europeo, Lucanidae), Cerambyx cerdo (capricorno, Cerambycidae), Rosalia alpina (rosalia alpina, Cerambycidae), Morimus asper / funereus (morimo, Cerambycidae).

Il presente articolo fa parte di un volume speciale sul monitoraggio dei coleotteri saproxilici suddetti ed e dedicato a L. cervus. Pertanto, l’articolo inizia con un’ampia revisione delle conoscenze attuali sulla sistematica, distribuzione, ecologia, etologia e conservazione della specie. La revisione e seguita da un rapporto dettagliato sul lavoro di campo realizzato durante il progetto e si conclude con la descrizione del metodo di monitoraggio proposto.

Sistematica e distribuzione

Lucanus Scopoli, 1763 e un genere di coleotteri scarabeoidei della famiglia Lucanidae, sottofamiglia Lucaniinae. La famiglia include circa 1700 species distribuite in gran parte del pianeta (Fujita 2010, Bartolozzi et al. 2014). Il genere oloartico Lucanus annovera circa 70 specie, diffuse prevalentemente in Eurasia, dalla Penisola Iberica al Giappone e a Sud fino in Indocina. La tassonomia e la filogenesi di questo genere non e ancora pienamente conosciuta e molte specie sono difficilmente separabili da quelle strettamente imparentate.

In Europa, seguendo le revisioni tassonomiche piu recenti (Bartolozzi et al. 2016a, 2016b), vengono distinte cinque specie (Figura 1): Lucanus barbarossa Fabricius, 1801 (gia inclusa nel discusso sottogenere Pseudolucanus Hope & Westwood, 1845; Penisola Iberica, Africa Magrebina, a nord fino all’estremo Sud-Ovest della Francia); L. cervus (Linnaeus, 1758) (largamente diffusa in Europa); L. pontbrianti Mulsant, 1839 (ristretto alla Francia centro-meridionale e alla Spagna settentrionale; recentemente e stata rivalutata come specie separata dall’affine L. cervus: vedi Tronquet 2014, Fernandez de Gamboa and Garzon 2009); L. tetraodon Thunberg, 1806 (Italia peninsulare, Corsica e Sicilia, con vecchi reperti di origine incerta della Sardegna e popolazioni relitte nella Spagna settentrionale (Atares) e nella Francia meridionale (Foret de Janas); citato anche di Algeria e dei Balcani dove probabilmente e stata confusa con la specie seguente); L. ibericus Motschulsky, 1845 (Albania, Grecia, Turchia, Caucaso, ad Est fino in Iran).

Figura 1.

Le cinque specie europee attualmente riconosciute del genere Lucanus: A L. cervus femmina (Dresden, Germania; foto di I. Belousov) B L. cervus maschio (Schweinfurt, Germania; foto di U. Schmidt) C L. pontbrianti male (La Cadiere, Francia; foto di S. Bambi e L. Bartolozzi) D L. tetraodon maschio (Provincia di Cosenza, Italia; foto di S. Bambi e L. Bartolozzi); E L. ibericus maschio (Daghestan, Russia; foto di I. Belousov) F L. barbarossa maschio (Spagna settentrionale; foto di M. Zilioli).

In particolare, L. cervus, e una specie largamente diffusa in Europa, dove raggiunge a Nord le contee piu meridionali dell’Inghilterra e della Svezia, mentre a Sud si spinge nella parte settentrionale della Penisola Iberica, nelle regioni centrali dell’Italia, fino alla Grecia continentale e all’Anatolia (Franciscolo 1997, Bartolozzi and Sprecher-Uebersax 2006, Harvey et al. 2011a). I limiti orientali e sudorientali dell’areale non sono ben conosciuti poiche lo stato tassonomico delle popolazioni del Vicino e Medio Oriente non e ancora stato ben definito. Le popolazioni piu orientali sembrano raggiungere i versanti montani boscosi del Caucaso mentre le popolazioni piu meridionali trovano rifugio in alcune montagne del Levante (Franciscolo 1997, Bartolozzi and Sprecher-Uebersax 2006, Harvey et al. 2011a, Cox et al. 2013, Bartolozzi et al. 2016a, 2016b). Studi molecolari approfonditi e l’esame di molto materiale sarebbero necessari per valutare lo stato tassonomico di queste popolazioni medio-orientali. I problemi tassonomici relativi alla corretta identificazione di certe popolazioni di L. cervus e L. tetraodon dell’Italia centrale, sono stati affrontati da Solano et al. (2016), nel paragrafo “Identificazione e confronto con taxa simili”. Infatti, Lucanus tetraodon sostituisce L. cervus nell’Italia meridionale, in Sicilia e in Corsica (Miksic 1959a, 1959b, 1961, Franciscolo 1997, Lapiana and Sparacio 2006, Santoro et al. 2009). Tuttavia, esiste un’area ben documentata di sovrapposizione fra le due specie dove esse vivono in probabile sintopia (Bartolozzi 1986, Bartolozzi and Maggini 2007, Santoro et al. 2009, Cortellessa et al. 2014, Solano et al. 2016) poiche molti individui (presunti ibridi) esibiscono caratteri morfologici intermedi fra le due specie. Nelle ultime decadi, sono stati fatti alcuni ritrovamenti di L. tetraodon in Lombardia (Zilioli and Pittino 2004), in Liguria (Bartolozzi and Maggini 2007) e in Emilia-Romagna (Fabbri 2010), che hanno esteso verso nord l’areale italiano, mentre in Sardegna non esistono reperti recenti (Carpaneto et al. 2011b).

Le localita italiane di Lucanus cervus e L. tetraodon, per le quali esistono reperti, sono indicate nella mappa in Figura 2.

Figura 2.

Distribuzione in Italia del genere Lucanus (punti rossi: L. cervus; punti grigi: L. tetraodon; punti azzurri: entrambe le specie; quadrati grigi: dati recenti per il Nord Italia di L. tetraodon, pubblicati da Zilioli and Pittino 2004, Fabbri 2010) (Da: Bartolozzi and Maggini 2007, modificata).

Morfologia

Gli stadi larvali dei Lucanidi, attraverso il ciclo biologico, non differiscono molto nella forma ma mostrano un marcato aumento delle dimensioni: dai 5 mm della larva neonata si passa a 10-11 cm di lunghezza nell’ultimo stadio larvale (Franciscolo 1997, Percy et al. 2000). La larva sguscia da un uovo subsferico (4 mm di diametro) di colore avorio (Figura 3). La larva tipica di un lucanide e bianca o color crema, oligopoda, molle e incurvata a C, in visione laterale (Figura 3), senza pieghe trasversali all’interno dei segmenti addominali e con la fessura anale longitudinale. La capsula cefalica e larga, di colore rossastro o arancio, molto piu sclerificata del resto del corpo. Ocelli e ommatidi sono assenti, le antenne sono piuttosto allungate rispetto ad altri scarabeoidei, e la pubescenza e scarsamente sviluppata nella parte anteriore del corpo. Le nove paia di spiracoli sono moderatamente sviluppati (il primo e piu grande degli altri) e a forma di C (Figura 3). Le larve hanno un tipico apparato stridulatorio formato da due organi sclerificati situati rispettivamente sul secondo e sul terzo paio di zampe. Una coppia di protuberanze soffici, gibbose e translucide, di forma ovale, si trova all’apice dell’addome in visione dorsale-posteriore (Figura 3), e sono piu grandi e vicine tra loro in Lucanus, rispetto a quelle delle piu piccole larve del genere Dorcus MacLeay 1819. Il lato ventrale della porzione addominale distale delle larve mostra un esteso gruppo di corte setole brunastre (largamente convergenti a formare una figura a U), molto piu dense, forti e numerose rispetto a quelle di Dorcus. Inoltre, le mandibole di Lucanus sono piu allungate e curve distalmente, mentre quelle di Dorcus sono piu piccole e quasi dritte (Figura 4). La pupa e exarata, cioe mostra le appendici libere, incluse le grandi mandibole dei maschi adulti (Figura 3).

Figura 3.

Stadi preimmaginali di Lucanus cervus: A uovo (foto di C. Molls) B larva matura in visione laterale (foto di M. Przewozny) e dettagli dell’apice dell’addome in visione posteriore (foto di M. Fremlin C Pupa di un maschio in visione laterale (foto di M. Fremlin).

Figura 4.

Capsula cefalica, mandibole e dimensioni relative di larve di Lucanidi: A Dorcus parallelipipedus B Lucanus cervus (foto di M. Fremlin).

I maschi adulti di L. cervus mostrano una forte variabilita nella forma e nelle dimensioni di diversi tratti corporei, piu o meno uniformemente espressi all’interno delle popolazioni e attraverso l’areale della specie, come evidenziato dalla Figura 5.

Figura 5.

Polimorfismo nei maschi di Lucanus cervus (esemplari dell’Italia settentrionale; foto di M. Zilioli).

La lunghezza degli adulti varia da 25 a 89 mm (ca 25–49 mm nelle femmine; ca 30–89 mm nei maschi), includendo quella delle mandibole. Il colore varia da rosso-bruno a bruno molto scuro, quasi nero. Frequentemente, i grandi maschi hanno elitre e mandibole tendenti al rosso che contrastano con il colore molto piu scuro delle altre parti del corpo; cio e meno evidente nei maschi piu piccoli che tendono ad avere colorazioni piu scure e uniformi. La clava terminale dell’antenna (pettine) e formato da quattro (piu raramente cinque) antennomeri, bruscamente allargati rispetto all’ultimo antennomero prima della clava stessa. La specie mostra un forte dimorfismo sessuale: il maschio ha grandi mandibole, piu lunghe del capo, la femmina ha mandibole corte, non piu lunghe del capo. Nei maschi di L. cervus le mandibole sono caratterizzate dalla posizione del piu grande dente interno che si trova nella meta distale della mandibola stessa o molto vicino alla meta di essa. Usando un approccio morfometrico tradizionale, Romiti et al. (2015) hanno evidenziato la presenza di due classi di individui di sesso maschile: maschi maggiori (che investono significativamente sulle dimensioni delle mandibole e del capo) e maschi minori. Inoltre, un approccio morfometrico geometrico (Romiti et al. 2016) ha rivelato che i maschi minori mostrano mandibole molto variabili (generalmente meno curve in senso dorso-ventrale, piu spesse, con denti variamente disegnati, e il capo privo di margini basali prominenti) mentre i maschi maggiori hanno mandibole meno variabili (piu sottili e dotate di dente mediano pienamente sviluppato, con forca apicale divaricata, e supportati da margini basali del capo prominenti).

Identificazione e confronto con taxa simili

Il genere Lucanus e facilmente distinguibile da tutti gli altri generi di Lucanidi europei mentre la distinzione tra specie affini e spesso problematica (Figura 1). Di seguito viene fornito un confronto tra le cinque specie europee del genere Lucanus, fondato principalmente su caratteri diagnostici ben pronunciati soltanto nei maschi.

Lucanus tetraodon (Figura 1) e una specie mediamente piu piccola di L. cervus, sia per la lunghezza totale (26-52 mm) sia per quella delle mandibole nei maschi. La posizione del piu grande dente interno si trova nella meta prossimale della mandibola, talvolta molto vicino alla base. La clava antennale (pettine) e generalmente formata dagli ultimi 5 o 6 (raramente 7) antennomeri, gradualmente allargati rispetto all’ultimo antennomero prima della clava stessa. Come gia detto, questi caratteri non sono sempre diagnostici (vedi Figura 6) nell’Italia centrale, dove L. cervus e L. tetraodon sembrano convivere e presentare fenomeni di passata ibridazione (Solano et al. 2016). Questo fenomeno si trova soprattutto in aree comprese fra le province di Viterbo e Roma, nel Lazio settentrionale, ma anche nelle province di Perugia e Terni, in Umbria. In questa area geografica, esistono maschi molto grandi con mandibole enormi (come in L. cervus) ma con 5 o 6 antennomeri nel pettine e il grande dente interno vicino alla base delle mandibole (come in L. tetraodon). Anche la forma dei genitali maschili non e molto utile per distinguere le due specie sebbene esse appaiano sempre marcatamente separate a livello molecolare, anche quando si analizzano forme apparentemente “intermedie”. Infatti, la maggior parte degli esemplari apparentemente “intermedi” trovati nell’Italia centrale risultano essere univocamente L. cervus dal punto di vista molecolare e genetico (Solano et al. 2016; Figura 6).

Figura 6.

Esemplare maschio di L. cervus dall’area di contatto con L. tetraodon nell’Italia centrale (Lazio settentrionale, provincia di Roma, Manziana; foto di M. Zilioli).

Lucanus pontbrianti (Figura 1) e lunga 25–55 mm. Le mandibole dei maschi sono piu piccole di quelle di L. cervus, e il dente interno e posizionato fra la meta e il terzo distale delle mandibole. Inoltre, la porzione distale delle mandibole e molto piu sottile, con apice quasi semplice o solo minutamente e ottusamente biforcato. Alla fine, nei maschi di L. pontbrianti, la clava antennale e, in proporzione, decisamente piu larga e lunga rispetto a L. cervus, e composta dagli ultimi 5–7 antennomeri.

Lucanus ibericus (Figura 1) e lunga 27–51 mm. Le mandibole dei maschi sono generalmente piu piccole e sottili rispetto a quelle di L. cervus, con apice non marcatamente forcato. Il dente interno e posizionato presso la meta della mandibola. Il carattere diagnostico piu rilevante fra le due specie e forse rappresentato dalle dimensioni relative della clava antennale nei maschi: in L. cervus, la clava antennale (composta dagli ultimi 4–5 antennomeri) e lunga circa 1/4–1/5 della tibia anteriore; in L. ibericus, essa e usualmente piu larga e poco piu corta di un 1/2 della tibia anteriore, e composta dagli ultimi 6 (raramente 5) antennomeri.

L. barbarossa (Figura 1) e in media piu piccola (28–48 mm) di L. cervus. Le mandibole, fortemente arcuate e incurvate ad arco, sono quasi prive di denti lungo il loro margine interno e presentano la porzione distale molto piu sottile con apice quasi semplice, appuntito. Rispetto a L. cervus, questa specie mediteranea occidentale possiede la clava antennale relativamente piu grande, lo scapo antennale distintamente piu corto, la superficie dorsale del corpo molto piu lucida, il pronoto piu arcuato ai lati, e la porzione anteriore del capo, fra gli occhi e la base delle mandibole, proporzionatamente piu lunga e convessa.

Ecologia

Lucanus cervus vive prevalentemente in foreste mature di latifoglie decidue, soprattutto in querceti planiziari e di media altitudine (Campanaro et al. 2011a), ma si puo trovare anche in habitat urbani (parchi cittadini e giardini privati) (Franciscolo 1997, Hawes 2008, Harvey et al. 2011a). L’intervallo altitudinale varia generalmente dal livello del mare a 1000 m a.s.l. (Campanaro et al. 2011a) ma e stato osservato fino a 1700 m in Bulgaria (Harvey et al. 2011a).

Le larve sono saproxilofaghe, nutrendosi di legno in decomposizione nel suolo, ad esempio sotto ceppaie e tronchi caduti a terra, o fra le radici di alberi morti in piedi (Franciscolo 1997, Campanaro et al. 2011a). Negli habitat urbani, le larve possono essere trovate anche in piccole quantita di legno (cumuli di detriti legnosi, pali, traversine ferroviarie, ecc.) (Harvey et al. 2011a). Un microhabitat con discreta quantita di legno morto puo essere sfruttato da diverse generazioni di larve per vari anni, fino alla sua completa disintegrazione (Franciscolo 1997).

Le piante ospiti delle larve appartengono ai generi Quercus, Fagus, Salix, Populus, Tilia, Aesculus, Ulmus, Pyrus, Prunus e Fraxinus (Franciscolo 1997) ma anche Castanea, Alnus e Pinus (Harvey et al. 2011a). Fra queste, le querce e in particolare la farnia (Quercus robur) sembrano essere le favorite (Harvey et al. 2011a). Tini et al. (2017a) hanno dimostrato che anche la quercia rossa nordamericana (Quercus rubra) puo rientrare fra le specie ospiti.

Due specie di Diptera Phoridae, Megaselia rufipes (Meigen, 1804) e Aphiocheta rufipes (Meigen, 1830), sono state riportate da Franciscolo (1997) come parassitoidi delle larve di cervi volanti. Anche alcuni acari possono attaccare larve e pupe di cervi volanti ma tendono a ricercare gli adulti, quando questi sono ancora all’interno delle loro cellette ninfali (Franciscolo 1997).

I maggiori predatori di larve e pupe di L. cervus sono il cinghiale (Sus scrofa) e il tasso (Meles meles) (Harvey et al. 2011a, Chiari et al. 2014).

Gli adulti di L. cervus emergono dale loro cellette a maggio, con i maschi che precedono le femmine di circa una settimana (Harvey et al. 2011a). L’emergere degli adulti e influenzato dal clima locale e puo avvenire anche prima (fine aprile) o piu tardi, in paesi piu freddi come la Svezia o con primavere piovose come la Svizzera (Harvey et al. 2011a). La fenologia della specie e stata descritta in diversi studi condotti in Europa, principalmente orientati verso i metodi di monitoraggio (ad esempio, raccolta di resti di adulti predati da vertebrati, oppure avvistamenti di adulti lungo transetti). In Belgio, gli adulti vengono visti dalla fine di giugno alla seconda meta di agosto (Campanaro et al. 2016). In Germania (Rhineland-Palatinate), gli adulti sono stati trovati da meta maggio a meta giugno (Rink and Sinsch 2011). I dati raccolti in Italia hanno mostrato una fenologia piu o meno ristretta in tre aree: nelle Alpi occidentali (329–622 m s.l.m.) da meta giugno a meta luglio (Chiari et al. 2014); nell’Appennino settentrionale (Foreste Casentinesi, circa 700 m s.l.m.) dall’ultima settimana di giugno alla prima settimana di agosto (presente studio); nalla Pianura Padana centrale (circa 25 m s.l.m.) da meta maggio alla seconda meta di agosto (Campanaro et al. 2011b; Corezzola et al. 2012). I dati raccolti dai cittadini (Campanaro et al. 2017), hanno indicato una fenologia dall’inizio di maggio all’inizio di settembre, complessivamente nelle diverse regioni d’Italia. In Polonia, Campanaro et al. (2016) hanno riportato dati da meta giugno a meta agosto. Nella Slovenia, Vrezec (2008) ha analizzato dati raccolti dalla prima meta di maggio alla seconda meta di agosto (oltre a pochi dati isolati tra fine marzo e meta aprile, e nello seconda meta di settembre). In Spagna, nella regione Asturias, Alvarez Lao and Alvarez Lao (1995) riportano dati dalla seconda meta di giugno alla prima meta di settembre. Campanaro et al. (2016), per la Spagna centrale (Sierra de Guadarrama) riportarono dati dall’inizio di giugno alla seconda meta di luglio. In Svizzera, Sprecher-Uebersax and Durrer (1998), hanno riportato dati da maggio a luglio. In Inghilterra, Harvey et al. (2011b) hanno riportato dati dall’ultima settimana di maggio alla prima settimana di agosto.

Gli adulti sono attivi prevalentemente al crepuscolo, con un picco di attivita durante le sciamature notturne dei maschi che cercano le femmine per accoppiarsi (Franciscolo 1997). Questo picco puo variare da fine maggio a fine giugno (Campanaro et al. 2016). In Italia, dati dall’Appennino settentrionale mostrano un picco di attivita piu tardivo, vicino a meta luglio (presente studio).

La postura di volo e caratteristica: i maschi, soprattutto quelli di maggiore taglia e grandi mandibole, tengono il corpo in posizione quasi verticale, con il capo in alto per bilanciarne il peso; inoltre volano lenti, con andamento dritto (poche e larghe curve) e diverse variazioni di altezza. Le femmine, caratterizzate da un capo piccolo con corte mandibole, tengono il corpo molto meno verticale (Franciscolo 1997). Il decollo richiede una posizione verticale sopra il livello del suolo, per esempio su tronchi, rami d’albero e arbusti (Rink and Sinsch 2007). Pioggie intense e venti forti portano a sospendere i voli (Campanaro et al. 2011a). Rink and Sinsch (2007) osservarono che i cervi volanti sono capaci di volare tra 11°C e 26°C, sostenendo che il volo veniva impedito da temperature sopra 27°C. Harvey et al. (2011a) calcolarono la soglia della temperatura media di volo a 14,32°C (intervallo di temperatura: 11–18 °C). Uno studio radiotelemetrico recente condotto a Bosco della Fontana ha registrato eventi di volo all’interno di un intervallo compreso tra 18 e 28°C, e un intervallo di umidita di 49–92.9 % (Tini et al. in press).

Per quanto riguarda l’uso verticale dello spazio, le femmine stanno generalmente sul terreno mentre i maschi sono piu spesso avvistati in volo e sulla canopy (Franciscolo 1997, Harvey and Gange 2006, Campanaro et al. 2016, Bardiani et al. 2017). Tuttavia, dati di cattura di femmine nella canopy sono riportati da Bardiani et al. (2017). Entrambi i sessi si nutrono di resina secreta dagli alberi o di sostanze zuccherine (Franciscolo 1997, Fremlin and Hendriks 2011, Harvey et al. 2011a, Jansson 2011, Trizzino et al. 2013, Bardiani et al. 2017).

Quando piu maschi individuano la stessa femmina combattono fra loro (Franciscolo 1997). Le maggiori dimensioni corporee avvantaggiano i maschi nei combattimenti ma non sempre facilitano il loro successo riproduttivo (Franciscolo 1997, Harvey and Gange 2006). Infatti, il successo negli accoppiamenti dipende dal rapporto corporeo maschio:femmina (valore ottimale 1,4) poiche i maschi piu grandi sembrano essere spesso incapaci di accoppiarsi con le femmine piccole (Harvey and Gange 2006). Molti vertebrati sono predatori di cervi volanti adulti, come il toporagno (Sorex araneus), la volpe (Vulpes vulpes), la gazza (Pica pica), la cornacchia grigia (Corvus corone cornix), i picchi, il gheppio (Falco tinnunculus) e i rapaci notturni (Franciscolo 1997, Campanaro et al. 2011b, Harvey et al. 2011a). La predazione da parte della ghiandaia (Garrulus glandarius) e stata osservata in due localita dell’Italia centrale (Audisio e Carpaneto, dati inediti). Recentemente, Fremlin (http://maria.fremlin.de/stagbeetles/spiders.html, 2015, accesso in data 27 settembre 2016) ha riportato la predazione su Lucanus cervus da parte della falsa vedova nera (Steatoda nobilis).

Dopo l’accoppiamento, la femmina scava profonde gallerie nel suolo (fino a 70-100 cm), vicino a substrati adatti per lo sviluppo larvale (ad esempio, radici di alberi e legno in decomposizione (Franciscolo 1997, Harvey et al. 2011a). Ciascuna covata puo comprendere circa 20 uova (Franciscolo 1997); Harvey et al. (2011a) riportano una media di 24 uova deposte da ciascuna femmina (da 15 a 36 uova). Le femmine possono portare avanti piu covate, producendo un totale di 50-100 uova per ciascuna (cf. Franciscolo 1997) e possono scegliere piu siti di nidificazione (Tini et al. 2017a, 2017b). Dopo l’ultima ovodeposizione, la femmina non riemerge dal suolo ma muore in situ (vedi Franciscolo 1997).

Dati sugli stadi larvali e su quello pupale (ad esempio, numero e durata degli stadi di sviluppo) sono difficili da ottenere in natura o dovuti a fortunate occasioni (Harvey et al. 2011a). La maggioranza dei dati disponibili vengono da individui catturati che si sono riprodotti in cattivita grazie alla simulazione delle condizioni ambientali naturali.

Il tempo di incubazione delle uova varia da 14 (cfr. Franciscolo 1997) a 45 giorni (Harvey et al. 2011a). Dopo questo tempo, una piccola larva fuoriesce dopo aver forato il guscio dell’uovo usando le mandibole (Franciscolo 1997). La larva generalmente si sviluppa in quattro anni (da tre a sei anni) (Harvey et al. 2011a), passando attraverso tre stadi (Fremlin and Hendriks 2014). Franciscolo (1997) raccolta di aver assistito a una durata ancora piu lunga dello sviluppo larvale, in particolare per esemplari di dimensioni maggiori, mentre Fremlin and Hendriks (2014) hanno riportato alcuni casi caratterizzati da durata piu corta (due anni).

Alla fine del suo sviluppo, la larva si trasferisce dal legno al suolo (a circa 20 cm di profondita) dove costruisce un bozzolo (cocoon) formato di suolo e sabbia, per l’impupamento. Durante la preparazione del bozzolo, la larva riveste le mura interne dello stesso con una secrezione del tubo digerente (Hendriks and Fremlin 2012), spargendovi dei funghi simbionti (Fremlin and Tanahashi 2015). Al momento dell’emergenza, la femmina rovescia il proprio micangio e muove l’addome in modo da raccogliere i funghi simbionti (Fremlin and Tanahashi 2015). Lo stadio di pupa dura in media 44 giorni (da 28 a 60), alla fine dell’estate: dalla fine di luglio secondo Harvey et al. (2011a), alla fine di agosto secondo Franciscolo (1997). L’adulto e completamente formato in autunno ma sverna all’interno del bozzolo ed emerge dal terreno in primavera (Franciscolo 1997). La durata del periodo attivo nell’adulto varia da poche settimane a tre mesi: Harvey et al. (2011a) riporta un periodo medio di 8 settimane per i maschi (6-10 settimane; dati provenienti da nove nazioni) e 12 settimane per le femmine (8-14 settimane; dati provenienti da nove nazioni). I maschi, riproducendosi in cattivita, possono sopravvivere fino a 200 giorni, le femmine anche di piu (cfr. Franciscolo 1997).

Minacce

Lucanus cervus e protetta dalla Convenzione di Berna (Allegato III) e dalla Direttiva Habitat (Allegato II) (L. pontbrianti, recentemente separato da L. cervus e considerato una specie valida, dovrebbe essere ugualmente protetto). L. cervus e elencata nella Lista Rossa dei coleotteri saproxilici europei sotto la categoria Near Threatened (= Quasi minacciata) (Nieto and Alexander 2010). Nella Red List dei coleotteri saproxilici italiani (Audisio et al. 2014, Carpaneto et al. 2015), la specie figura nella categoria Least Concern (= Minor preoccupazione) perche in base alle attuali conoscenze sulla specie nel territorio italiano e seguendo i criteri IUCN (come l’abbondanza delle popolazioni e l’area di distribuzione), la specie non dovrebbe essere considerata in una fase critica. Seguendo Harvey et al. (2011a), la specie e rara se consideriamo l’intero areale in Europa dove essa sembra mostrare un trend negativo, in conseguenza della perdita di habitat. Dal confronto con dati presi in differenti periodi, la specie risulta decrescere non per la area of occupancy (numero di siti in cui sono presenti le popolazioni) ma per il suo extent of occurrence (dimensioni dell’areale).

Secondo Nieto and Alexander (2010), L. cervus e minacciata principalmente dall’abbassamento dell’eta media degli alberi nelle foreste, che e dovuto alla gestione intensiva e al sovrasfruttamento, soprattutto nell’Europa orientale. La conseguenza e la diminuzione dei vecchi alberi habitat e del legno morto, che sono i requisiti ambientali della specie per completare il proprio ciclo biologico.

Una minaccia da non trascurare e dovuta all’aumento del tasso di predazione sui cervi volanti da parte di uccelli opportunistici (gazza, ghiandaia e cornacchia grigia) che mostrano un’elevata crescita demografica negli ambienti derivati o trasformati dalle attivita umane (Carpaneto et al. 2015).

Dagli studi di Rink and Sinsch (2011) l’aumento della temperatura potrebbe rappresentare un’altra minaccia per la persistenza di popolazioni di cervo volante in Europa: valori elevati di temperatura, sopra i 27°C impediscono l’attivita di volo di questi insetti durante la stagione degli accoppiamenti e l’aumento di aridita potrebbe ostacolare l’emergenza degli adulti in primavera.

Revisione delle esperienze sul monitoraggio nei paesi europei

Durante gli ultimi anni, in molti paesi europei, sono stati testati differenti metodi per il monitoraggio di L. cervus.

Il metodo basato sul conteggio dei resti degli adulti investiti dai veicoli a motore (roadkill count) e stato usato in Spagna (Alvarez Lao and Alvarez Lao 1995, Proyecto Ciervo Volante 1995). Tale metodo (roadkill count) e stato testato anche in Belgio (Thomaes 2008) e in Inghilterra da Hawes (2005) e Harvey et al. (2011b), allo scopo di ottenere dati di presenza/assenza nelle aree e per stimare l’abbondanza locale della specie.

Il metodo basato sul conteggio dei resti degli adulti predati da uccelli e stato testato in Belgio da Kervyn (2006) (cercando sia sul terreno sia dentro le borre dei rapaci notturni), in Germania da Malchau (2006) e in Italia da Campanaro et al. (2011b).

Il metodo degli avvistamenti di adulti lungo transetti al crepuscolo e stato testato in Spagna (Proyecto Ciervo Volante 1995), in Bulgaria (Anonymus 2005), in Belgio (Kervyn 2006), in Slovenia (Vrezec et al. 2012), in Italia (Campanaro and Bardiani 2012, Chiari et al. 2014), e in Romania (Fusu et al. 2015).

I conteggi di individui adulti vivi sono stati fatti in Germania da Malchau (2006) e in Italia da Chiari et al. (2014) (visual encounter surveys). I conteggi di adulti vivi esplorando i tronchi degli alberi di notte con la torcia e stato testato in Slovenia da Vrezec et al. (2012).

Le trappole da intercettazione sono state testate in Belgio (Kervyn 2006) mentre le trappole a caduta (sul terreno e sugli alberi) sono state testate in Slovenia da Vrezec et al. (2012).

L’uso di esche attrattive e stato associato a diversi tipi di trappole. In Spagna, il gruppo GTLI (2005) ha usato trappole da intercettazione a finestra (window traps), trappole a caduta (pitfall traps) e trappole aeree innescate (baited traps) contenenti frutti, fettine di rizoma di zenzero, vino o birra. In Germania, Malchau (2006) ha usato trappole innescate con una miscela di frutti e alcol etilico. In Slovenia (Vrezec and Kapla 2007) e in Belgio (Thomaes 2008), sono state usate trappole a caduta innescate con frutti o zenzero. In Inghilterra, Harvey et al. (2011b) hanno testato differenti esche (liquidi alcolici o zuccherini, composti chimici, frutti, radici, vegetali vari) con test di laboratorio e sul campo (con trappole a finestra o a caduta). In Svezia, Jansson (2011) ha testato sul campo differenti composti ottenuti da zuccheri, lieviti ed enzimi combinati con foglie di querce o corteccia. In Italia, alcune delle esche usate da Harvey et al. (2011b) sono state testate da Chiari et al. (2014) con le stesse trappole, mentre Bardiani et al. (2017) hanno testato due differenti miscele alcoliche in trappole aeree.

Esperimenti acustici sull’individuazione delle larve attraverso le loro emissioni sonore sono stati condotti in Inghilterra da Harvey et al. (2011b), usando una tecnica che richiede una strumentazione sofisticata e che ancora non e stata testata sul campo.

Le mandibole vistose e le grandi dimensioni corporee di L. cervus attira l’attenzione delle persone rendendo facile il loro coinvolgimento; piu di altri insetti, i cervi volanti possono essere un buon soggetto per le campagne finalizzate all’educazione naturalistica e per progetti di Citizen Science, soprattutto laddove si parla di conservazione delle foreste e degli organismi che vivono in questi ecosistemi (Carpaneto et al. 2015). A partire dal 1994, I dati sulla distribuzione geografica ed ecologica della specie sono stati raccolti con l’aiuto di cittadini in Spagna (Proyecto Ciervo Volante 1995) e dal 1998 in Gran Bretagna (Percy et al. 2000, Smith 2003, 2011). In Francia, l’organizzazione non governativa Office pour les insectes et leur environnement (OPIE) ha lanciato un altro progetto di Citizen Science su L. cervus, raccogliendo gli avvistamenti fatti dalle persone attraverso un nuovo portale. In Svizzera, Moretti and Sprecher-Uebersax (2004) hanno raccolto dati durante il periodo riproduttivo del 2003 confermando i dati fenologici ed ecologici pregressi sulla specie nel Parco del Ticino e nelle Alpi Occidentali. In Olanda, Smit and Krekels (2006), fecero un annuncio con lo scopo di raccogliere informazioni dal pubblico: essi fornirono immagini del cervo volante per facilitare il riconoscimento della specie e una mappa di distribuzione. In Italia, Zapponi et al. (2017) hanno riportato i risultati preliminari del progetto di Citizen Scince portato avanti nell’ambito del MIPP per mostrare l’utilita effettiva dei dati raccolti dai cittadini per la conoscenza della distribuzione della specie nel Paese.

Nonostante il numero elevato di studi per il monitoraggio nazionale, fino al 2010 le iniziative a livello internazionale sono state nulle o insignificanti. Una revisione della bionomia e distribuzione di L. cervus e stata realizzata da Harvey et al. (2011a), raccogliendo informazioni da piu di quaranta paesi europei e asiatici, e aprendo il via alla studio collaborativo pubblicato piu recentemente da Campanaro et al. (2016). In quest’ultimo studio un gruppo di ricercatori di otto paesi europei (Belgio, Germania, Italia, Polonia, Regno Unito, Slovenia, Spagna e Svizzera), ha usato un metodo standardizzato di monitoraggio basato su avvistmenti lungo un transetto al crepuscolo, per comparare alcuni aspetti dell’ecologia di popolazione della specie. Lo studio di Campanaro et al. (2016) ha rappresentato una tappa essenziale nella scelta di un metodo standard applicato a livello europeo.

Metodi

All’inizio del progetto (vedi Carpaneto et al. 2017), e stata fatta una selezione fra i metodi di monitoraggio conosciuti che ha portato alla scelta di quattro metodi da testare scientificamente: Avvistamento di individui lungo transetti al crepuscolo, Raccolta di resti di predazione lungo i transetti, Cattura di individui in punti selezionati al crepuscolo (modificato dopo il primo anno in Cattura di individui lungo transetti al crepuscolo) e Trappole con esca. Il confronto tra i quattro metodi selezionati e stato portato avanti in due differenti aree di studio per tre anni, allo scopo di identificare il metodo standard di monitoraggio piu appropriato alla specie (rapido, poco costoso, con protocollo replicabile negli anni e in diversi siti, capace di trovare facilmente un alto numero di specie, e sufficiente per effettuare stime di abbondanza). I metodi e la pianificazione dei campionamenti sono di seguito dettagliati.

Avvistamento di individui lungo transetti al crepuscolo (Avvistamenti)

Il metodo (in seguito: Avvistamenti) e basato sul percorso di transetti descritto da Campanaro et al. (2016). Ciascun transetto e lungo 500 m e, dal centro del sentiero, deve permettere avvistamenti fino a cinque metri su entrambi i lati (visibilita complessiva di 10 metri). Il transetto dovrebbe seguire le caratteristiche del paesaggio, come le strade, i sentieri o i margini boschivi, dove la volta arborea sopra l’intero transetto o gran parte di questo) dovrebbe essere sufficientemente aperto da permettere condizioni di luce adeguate a percepire la presenza dei cervi volanti al crepuscolo (Figura 7). Il percorso incomincia 15 minuti prima del tramonto e dura 30 minuti in tutto. La lunghezza di 500 m viene divisa in cinque settori di 100 m ciascuno, cosi che ciascuno di essi e completato in sei minuti. La fine di ciascun settore viene marcato con nastro di plastica colorato affinche sia evidente, in modo che l’operatore abbia un punto visivo di riferimento e possa controllare la propria posizione e il tempo di percorso. Tutti gli individui osservati all’interno del transetto vengono registrati, prendendo nota del sesso di ciascuno di essi (usando l’opzione “unknown” quando e impossibile riconoscere il sesso di un individuo in volo o la sua cattura), il settore in cui l’individuo viene avvistato, l’altezza del volo (<2 m, >2 m) e la posizione relativa al percorso (a sinistra, al centro o a destra) sia per gli individui in volo sia per quelli visti camminare. I transetti vengono percorsi da un solo operatore e solo nei giorni con adatte condizioni meteorologiche, cioe senza pioggia (una pioggerella fine o poco densa e accettabile), senza forte vento e con temperatura sopra i 13°C. Per ogni percorrenza successiva, la direzione del transetto viene invertita per evitare che la stessa estremita del transetto venga visitata sempre alla stessa ora.

Figura 7.

Esempi di transetti: A Bosco della Fontana (foto di I. Toni) B Foresta della Lama (foto di M. Bardiani).

Raccolta di resti di predazione lungo transetti (Resti)

Questo metodo (in seguito: Resti) e basato sulla raccolta di resti di cervi volanti predati da di uccelli o mammiferi (Campanaro et al. 2011b) ed e simile alla raccolta di resti di individui uccisi dai veicoli a motore lungo le strade (Harvey et al. 2011b). I resti testimoniano prevalentemente l’avvenuta predazione di cervi volanti adulti da parte di corvidi (ghiandaie, gazze e cornacchie) che si nutrono dell’addome di questi coleotteri e scartano la parte piu dura dell’esoscheletro. La raccolta dei resti viene fatta lungo transetti come quelli precedentemente descritti per gli avvistamenti degli adulti. Se lungo i sentieri ci sono molte piante erbacee, queste devono essere basse in modo da permettere il rinvenimento dei resti (Figura 7). La raccolta dei resti viene effettuata da un operatore durante le ore diurne. Tutti i resti vengono conservati in bustine di carte e lasciate seccare. Ciascuna bustina riporta la data, il codice identificativo del reperto, il transetto e il settore in cui e avvenuta la raccolta, il numero di esemplari trovati nello stesso punto e il tipo di resti (ad es. elitra, pronoto, capo, individuo intero). Per quanto riguarda il numero di esemplari, questo deriva da un conteggio che tiene conto delle parti anatomiche dispari (capo, pronoto) e pari (elitre, mandibole, zampe), considerando come un solo esemplare le parti del corpo rinvenute nelle strette vicinanze. Sulla scheda di campo vengono riportati la data, il numero del transetto, il nome dell’operatore, l’ora iniziale e finale del percorso e la posizione di ciascun reperto lungo il transetto.

Cattura di individui lungo transetti al crepuscolo (Retino-transetto)

Questo metodo (in seguito: Retino-transetto) e basato sulla cattura del massimo numero possibile di individui avvistati al crepuscolo lungo i transetti. Scopo della cattura e ottenere una sicura identificazione tassonomica per ciascun individuo ed evitare confusione tra L. cervus e altre specie affini che possono essere conviventi nella stessa localita (ad es. L. tetraodon in diverse localita dell’Italia centrale). Il metodo e usato lungo transetti con le medesime specifiche tecniche (lunghezza, durata del percorso, orario, direzione del percorso) descritte per il metodo Avvistamenti. Prima di iniziare il percorso, l’operatore dispone alla fine di ciascun settore (ogni 100 m) un contenitore di grandezza adeguata in cui mettera temporaneamente le singole provette con gli individui catturati nel settore stesso. Ciascun individuo avvistato o catturato viene registrato come per il metodo Avvistamenti. Gli individui trovati in volo vengono catturati con un retino (cerchio circolare con diametro di circa 50 cm; manico telescopicamente estensibile fino a circa 2 m) mentre gli individui trovati mentre camminano o stanno fermi possono essere catturati a mano. Alla fine dell’intero transetto, l’operatore ritorna indietro per fotografare gli esemplari di dubbia identificazione e poi rilasciare ciascun esemplare nel suo settore.

Cattura di individui in radure selezionate al crepuscolo (Retino-radura)

Questo metodo (in seguito: Retino-radura) e basato sulla cattura di tutti gli individui avvistati quando volano in una radura che potrebbe rappresentare un luogo in cui i cervi volanti confluiscono per accoppiarsi al crepuscolo (Chiari et al. 2014). Tutti gli individui sono temporaneamente catturati con un retino e tenuti vivi dentro single provette con tappo. Dopo l’identificazione tassonomica gli individui vengono rilasciati vivi nella radura.

Trappole con esca

Questo metodo (in seguito: Trappole) (cfr. Bardiani et al. 2017, Redolfi De Zan et al. 2017) e basato su trappole innescate e trappole aeree, usate in precedenza da diversi autori (Allemand and Aberlenc 1991, Mason et al. 2002, Vrezec and Kapla 2007), ma modificate in trappole non-letali (Campanaro et al. 2011a, Corezzola et al. 2012). Le trappole testate nella presente ricerca (Figura 8) sono fabbricate a mano e consistono in due flaconi di polietilene ad alta densita (1000 cm3 ciascuna) attaccate una sull’altra. Il flacone superiore rappresenta la camera di cattura e ha il coperchio perforato per inserirvi un imbuto di plastica (diametro 10 cm; cannello tagliato trasversalmente per creare un’apertura dal diametro di 4 cm). Il fondo di questo flacone viene tagliato trasversalmente e attaccato al flacone inferiore (questo, con la parte superiore tagliata) che contiene un’esca liquida. I due flaconi sono separati tra loro da una retina metallica a maglie di 2 ? 2mm. La retina impedisce che gli individui, entrati nella camera di cattura cadano nell’esca liquida sottostante. Due differenti miscele di liquidi attrattivi per lucanidi sono state testate: (i) vino rosso, birra e banana schiacciata (RwBeBa) e (ii) vino rosso, vino bianco e zucchero (RwWwS). Le due miscele sono state preparate una settimana prima dell’istallazione delle trappole per favorire la fermentazione. Per ciascun litro di miscela (fatta da 50% di ciascuno dei due liquidi), venivano aggiunti 220–330 g di banana oppure 220 g di zucchero. Il volume finale dell’esca per trappola era circa 500 cm3. Le trappole venivano agganciate a tronchi (1,5–2 m di altezza dal suolo) oppure issate su rami alti (10–20 m) usando una fionda forestale (BigShot by Sherrill tree) per la sistemazione delle due corde (una per tirare su e una per riportare giu la trappola). Le trappole venivano controllate ogni mattina dalle 08:00 alle 13:00 per evitare la morte degli individui a causa di temperature troppo elevate nelle ore diurne. Le trappole venivano attivate ogni Lunedi, rimanevano attive per i quattro giorni successivi e poi disattivate di Venerdi. Questo metodo e stato usato anche per monitorare Cerambyx cerdo, sempre nell’ambito del progetto MIPP (Redolfi De Zan et al. 2017).

Figura 8.

Trappole con esca per cervi volanti (vedi dettagli nel testo) (foto di A. Cini).

Piano di campionamento

I metodi sono stati testati in due aree: Bosco della Fontana (in seguito: BF; Mantova, Lombardia; coordinate: 45.200299°N, 10.740841°E) (Figura 9) e Foresta della Lama (in seguito: FL; Bagno di Romagna, Emilia-Romagna; coordinate: 43.8311°N, 11.8379°E) (Figura 10). BF e un piccolo frammento di foresta planiziaria a carpino bianco e querce, a 25 m s.l.m. FL e parte di un vasto sistema di foresta decidua montana, dominate da faggio e altre latifoglie decidue, situata a 600-1800 m s.l.m. (transetti situati a circa 700 m s.l.m., e trappole con esca a 600-900 m s.l.m.). Ulteriori dettagli sulle aree di studio sono forniti da Carpaneto et al. (2017). I metodi sono stati testati fra il 2014 e il 2016. I metodi Avvistamenti e Resti sono stati ripetuti in entrambe le aree di studio durante i tre anni, mentre il metodo Retino-Transetto e stato testato solo negli ultimi due anni (Tabella 1). Questi metodi sono stati testati lungo gli stessi quattro transetti (Figura 9 e 10) e i transetti sono rimasti gli stessi per tutti gli anni. Ciascun transetto e stato effettuato una volta alla settimana e, nel 2014, tutti i transetti sono stati monitorati nello stesso giorno a BF. Negli anni 2015 e 2016, in entrambe le aree, i metodi di monitoraggio previsti lungo transetti al crepuscolo (Avvistamenti e Retino-Transetto) sono stati usati nello stesso giorno ma lungo due differenti transetti. I due metodi non sono mai stati usati nello stesso momento lungo lo stesso transetto. Alla fine di ogni settimana, entrambi i metodi risultavano essere applicati per tutti e quattro i transetti.

Figura 9.

Mappa del Bosco della Fontana con i siti di campionamento (linee tratteggiate: transetti per i metodi Avvistamenti, Resti e Retino-transetto; cerchi bianchi: radure scelte per il metodo di cattura Retino-radura; quadrati grigi: siti delle trappole nel periodo 2014–2016; quadrati neri: siti delle trappole nel 2016; quadrati bianchi: siti delle trappole nel 2014).

Figura 10.

Mappa della Foresta della Lama con i siti di campionanmento (line tratteggiate: transetti per Avvistamenti, Resti e Retino-transetto; quadrati neri: siti delle trappole nel periodo 2014–2016; quadrati grigi: siti delle trappole nel periodo 2014–2015; quadrati parzialmente colorati: siti delle trappole nel 2014; quadrati bianchi: siti delle trappole nel 2016).

Piano di campionamento a Bosco della Fontana (BF) e Foresta della Lama (FL) durante i tre anni di monitoraggio. N = numero di transetti o di trappole; S = numero di sessioni; * indica il numero di sessioni per transetto.

Sito Metodo 2014 2015 2016
N S Data N S Data N S Data
BF Avvistamenti 4 10* 20.5–22.7 4 8* 25.5–16.7 4 6* 6.6–14.7
Resti 4 10* 20.5–22.7 4 10* 20.5–22.7 4 7* 1.6–14.7
Retino-transetto - - - 4 8* 25.5–16.7 4 6* 6.6–14.7
Retino-radura 4 9 22.5–17.7 - - - - - -
Trappole 48 32 27.5–18.7 - - - 54 24 31.5–8.7
FL Avvistamenti 4 7* 7.7–5.8 4 7* 22.6–7.8 4 5* 27.6–28.7
Resti 4 2* 15–18.6;6–11.7; 3–8.8 4 7* 22.6–7.8 4 5* 29.6–27.7
Retino-transetto - - - 4 7* 22.6–7.8 4 5* 27.6–28.7
Trappole 36 8 6–11.7; 3–8.8 32 16 23.6–7.8 24 20 28.6–29.7

Il metodo Retino-radura e stato applicato soltanto nel 2014 a BF (Tabella 1). Quattro radure (approssimativamente circolari; diametro medio 46 cm) sono state controllate nello stesso giorno, una volta alla settimana, dalle 20:00 alle 21:20. Ciascuna radura e stata controllata per 15 minuti. Durante ogni sopralluogo, l’ordine di campionamento delle radure cambiava.

Le trappole con esca sono state testate in anni diversi nelle due aree di studio (Tabelle 1–2). Nel 2014, a BF, per testare l’attrazione dell’esca e l’altezza della trappola, sono state istallate 48 trappole, disposte a formare otto repliche. Ciascuna replica consisteva di sei trappole, montate a coppie su tre alberi. Su ciascun albero, una trappola veniva istallata su rami alti a livello della canopy (altezza 10–20 m; high = trappola alta) e un’altra trappola sulla parte piu bassa del tronco (altezza 1,5–2 m; low = trappola bassa). Ciascun paio di trappole (alta e bassa) era innescato con una differente miscela di esche: RwBeBa, RwWwS, oppure vuoto, per controllo. Le trappole sono state visitate per otto settimane (Tabella 1). Nel 2014, a FL, sono state istallate 36 trappole su 18 alberi (due trappole per albero) e agganciate alle due diverse altezze dal suolo, come descritto per BF (Tabella 2). Le trappole usate nelle due aree erano le stesse ma a FL non sono state impiegate trappole vuote (Tabella 2). Le trappole sono state visitate per due settimane. Nel 2015, le trappole sono state istallate soltanto a FL. Il numero complessivo di trappole istallate e stato 32 su 16 alberi, meta alte e meta basse. Le trappole sono state visitate per quattro settimane e innescate solamente con RwWwS (Tabella 2). Nel 2016, a BF, sono state istallate 54 trappole, disposte a formare 18 repliche. Ciascuna replica consisteva in tre trappole, tutte innescate con RwWwS ma con tre differenti classe di fermentazione: (i) miscela mai cambiata nel corso dello studio, (ii) miscela sostituita ogni terza settimana, (iii) miscela sostituita ogni seconda settimana (Tabella 2). Nel 2016, a FL, il numero complessivo delle trappole era 24 su 12 alberi, meta alte e meta basse. Le trappole sono state visitate per cinque settimane. L’unica miscela di esche usata e stata RwWwS (Tabella 2).

Quadro completo dei trappolamenti e numero di trappole installate nelle due aree di studio, Bosco della Fontana (BF) e Foresta della Lama (FL), durante i tre anni di monitoraggio. Esca: RwBeBa (vino rosso, birra, banana); RwWwS (vino rosso, vino bianco, zucchero); Nessuna: trappole vuote usate come controllo. Posizione (altezza a cui le trappole sono state appese): alta (sopra 10 m), bassa (1,5-2 m). Cambio miscela (variazioni nell’eta della miscela): Mai (miscela mai sostituita durante la stagione); 3 settimane (miscela sostituita una volta durante la stagione: dopo tre settimane); 2 settimane (miscela sostituita due volte durante la stagione: ogni due settimane).

Esca Posizione trappole Cambio miscela 2014 2015 2016
BF FL BF FL BF FL
RwBeBa alta Mai 8 9 - - - -
bassa Mair 8 9 - - - -
RwWwS alta Mai 8 9 - 16 18 12
3 settimane - - - - 18 -
2 settimane - - - - 18 -
bassa Mai 8 9 - 16 - -
3 settimane - - - - - -
2 settimane - - - - - 12
Nessuna alta - 8 - - - - -
bassa - 8 - - - - -

Analisi statistica

Il test Chi-Quadro e stato usato per evidenziare differenze fra il numero di maschi e femmine per ogni metodo di monitoraggio testato. Nel metodo Avvistamenti, gli individui per cui durante l’avvistamento non e stato possibile identificare il sesso (Unknown) non sono stati presi in considerazione. Per comparare il numero di resti (metodo Resti) con il numero di individui avvistati (metodo Avvistamenti), i primi sono stati considerati in due modi: (i) ogni capsula cefalica rinvenuta e ogni individuo intero sono stati contati come un esemplare (in seguito: head count), e (ii) i resti di altra tipologia, probabilmente appartenenti allo stesso individuo, sono stati contati come un solo esemplare (in seguito: total count). Inoltre, per il metodo Retino-transetto, la percentuale di individui raccolti (catture) e stata comparata con la somma degli individui avvistati e catturati (avvistamenti+catture) lungo lo stesso transetto durante una determinata sessione. I modelli di occupancy sono stati applicati per stimare la probabilita di rinvenimento (detection probability, p^) nei differenti metodi testati (Nichols et al. 2008). In particolare, i modelli single species, single season sono stati usati per i metodi Avvistamenti, Retino-transetto e Resti, mentre quelli single species, single season, multi-method sono stati usati per i dati di Trappole. Nel primo caso, la probabilita di rinvenimento (detection probability) e stata considerata costante nel tempo (p) o dipendente dal tempo (pt). Nel secondo caso, la probabilita di rinvenimento e stata considerata in quattro modi diversi: indipendente dal tempo e indipendente dai metodi (p), indipendente dal tempo ma dipendente dai metodi (ps), dipendente dal tempo ma indipendente dai metodi (pt) o dipendente sia dal tempo sia dai metodi (ps+t). La probabilita di occupancy su piccolo scala (?), che corrisponde alla presenza della specie nella stazione di campionamento, e stata considerata sia indipendente dal tempo (?) sia dipendente dal tempo (?t). I modelli sono stati ordinati secondo valori decrescenti di AIC (Akaike Information Criterion) e i modelli con ?AIC ? 2 sono stati considerati validi (Burnham and Anderson 2002). Le analisi sono state condotte usando il Programma PRESENCE (Hines and MacKenzie 2004). Il test di Kruskal–Wallis e stato usato per comparare il numero di rinvenimenti fra transetti della stessa area di studio, con un dato metodo di campionamento: Avvistamenti, Resti (total count) o Retino-transetto (catture). Queste analisi sono state effettuate usando STATISTICA 7.0 (StatSoft Inc.), con un livello di significativita pari a 0.05. Per quanto riguarda il metodo di cattura con trappole, sono stati considerati solo i dataset con numero sufficiente di eventi di cattura (vedi i dati di BF nel 2014 e nel 2016; Tabella 3). Il dataset BF 2014 e stato usato per testare il grado di attrattivita di due differenti miscele (RwBeBa e RwWwS) posizionate a due diverse altezze dal suolo (alta e bassa) (il dataset BF 2014 e lo stesso usato da Bardiani et al. 2017). Il dataset BF 2016 e stato usato per testare il grado di attrazione delle miscele invecchiate (tre differenti classi di fermentazione, come definite precedentemente).

Numero e valori medi (fra parentesi) dei contatti (c = captures; s = avvistamenti; sp = specimens; total = total count; head = head count) per ciascun metodo, nelle due aree di studio, Bosco della Fontana (BF) e Foresta della Lama (FL), durante i tre anni di monitoraggio.

Metodo Tipo di contatto BF FL
2014 2015 2016 2014 2015 2016
Avvistamenti s 156 (3,9) 143 (4,9) 195 (8,1) 53 (2,4) 100 (3,6) 151 (7,6)
Resti (total) sp 152 (3,8) 150 (3,8) 202 (7,2) 4 (0,5) 14 (0,5) 7 (0,4)
Resti (head) sp 87 (2,2) 81 (2,0) 146 (5,2) 1 (0,1) 12 (0,4) 4 (0,2)
Retino-transetto c - 80 (2,.6) 91 (4,0) - 47 (1,7) 110 (5,5)
Retino-transetto c+s - 134 (4,3) 153 (6,7) - - 210 (10,5)
Retino-radura c 41 - - - - -
Trappole c 33 - 103 1 4 9

Resultati

Dati di cattura

A Bosco Fontana (BF), i metodi Avvistamenti e Resti (total count) hanno fornito il numero piu alto di contatti con L. cervus nei tre anni (Tabella 3). Il metodo Avvistamenti ha dato il piu alto valore medio di contatti per transetto e per sessione (survey) (Tabella 3). A Foresta della Lama (FL), lo stesso metodo ha fornito il piu alto numero di contatti nel 2014 e nel 2015 (rispettivamente 53 e 100) mentre, nel 2016, il piu alto numero di contatti e stato dato dalla somma delle catture e degli avvistamenti rilevati durante il metodo Retino-transetto (Tabella 3). Questi risultati sono stati confermati dai valori medi (Tabella 3). I metodi Resti e Trappole condotti a FL hanno fornito valori piu bassi di contatti con L. cervus (Tabella 3).

Nel metodo Resti, i valori di head count sono risultati essere dal 25% al 86% al 86% del total count, indicando che non c’era proporzionalita costante fra queste due modalita di stima degli individui in base ai resti trovati.

Con il metodo Retino-transetto, la percentuale di individui catturati rispetto alla somma degli individui avvistati + quelli catturati, variava da 0% a 100% e non era dipendente dal numero degli individui avvistati. La percentuale di volte in cui l’operatore e stato in grado di raccogliere tutti gli individui avvistati per area e per anno, variava da 12% a 41%.

Il test ?2 ha sempre mostrato un numero di maschi significativamente superiore, ad eccezione del metodo Resti a FL (?2 = 0,266; p = 0,606) (Tabella 4).

Numero di maschi (M), femmine (F) e individui non identificati sessualmente (U), contattati con differenti metodi a Bosco della Fontana (BF) e Foresta della Lama (FL); gdl = gradi di liberta.

Sito Metodo M F U gdl chi-quadro p
BF Avvistamenti 380 40 74 1 164,58 0,001
Resti (head) 281 33 - 1 116,03 0,001
Retino-transetto (catture) 166 5 - 1 91,38 0,001
Retino-radura (catture) 40 1 - 1 23,99 0,001
Trappole 117 19 - 1 40,58 0,001
FL Avvistamenti 259 5 38 1 159,98 0,001
Resti (head) 11 8 - 1 0,27 0,606
Retino-transetto (catture) 151 28 - 1 47,92 0,001
Trappole 14 1 - 1 6,98 0,01

Non sono state trovate differenze significative nel numero di contatti fra i transetti per BF (p = 0,051 o piu alta) o per FL (p = 0,077 o piu alta) in nessuno dei tre metodi di campionamento testati (Tabella 5). I dati di Avvistamenti per BF (Figura 11) hanno mostrato un picco di attivita (come valore medio massimo dei contatti per transetto e per sessione) alla ventiseiesima settimana dell’anno per tutti e tre gli anni. I dati di Resti, confrontati con i dati di Avvistamenti, hanno mostrato picchi leggermente piu tardivi nel 2014 e nel 2015 (Figura 11). I dati di Retino-transetto, confrontati con quelli di Avvistamenti, hanno mostrato un doppio picco alla venticinquesima e alla ventisettesima settimana nel 2015 e un picco piu precoce alla venticinquesima settimana nel 2016. A FL, il picco di attivita si e mostrato piu tardivo, fra la ventisettesima e la ventinovesima settimana (Figura 12). I dati di Avvistamenti hanno mostrato due picchi nel 2014 (ventisettesima e ventinovesima settimana), un picco nel 2015 (ventottesima settimana) e due picchi nel 2016 (ventottesima e ventinovesima settimana) (Figura 12). I dati di Retino-transetto hanno mostrato un trend simile, con un picco alla ventisettesima settimana nel 2015 e nel 2016 (Figura 12). La somma delle catture e degli avvistamenti, dai dati di Retino-transetto, hanno mostrato un picco alla ventottesima settimana (Figura 12). In tutti e tre gli anni, i dati di Resti, sia contando unicamente le capsule cefaliche e gli individui interi (head count) sia contanto il numero totale stimato degli individui predati (total count) non ha mai prodotto valori medi piu alti di 1.

Risultati del test di Kruskal-Wallis, comparando il numero totale di contatti (N) registrati durante i tre anni di monitoraggio (2014-2016) a Bosco della Fontana (BF) e Foresta della Lama (FL), per tre metodi di campionamento; gdl = gradi di liberta, H = indice distribuzione dati; p = grado di significativita.

Metodo BF FL
gdl N H p gdl N H p
Avvistamenti 3 12 5,974 0,113 3 12 6,843 0,077
Resti (tot) 3 12 7,758 0,051 3 12 2,947 0,400
Retino-transetto (catture) 3 8 6,452 0,092 3 8 4,849 0,183
Figura 11.

Fenologia del cervo volante, L. cervus, a Bosco della Fontana durante A 2014 B 2015 e C 2016, in base ai dati ottenuti con tre metodi (Avvistamenti, resti e Retino-transetto). Linea tratteggiata-puntata = valore medio dei dati ottenuti con Avvistamenti; Linea tratteggiata nera = valore medio con Resti (total count); Linea tratteggiata grigia = valore medio per Resti (head count). Linea nera = valore medio delle catture con Retino-transetto; Linea grigia = valore medio della somma delle catture e degli avvistamenti con Retino-transetto. Le settimane sono espresse come numero delle settimane dell’anno. Il valore medio di Resti alla 26a settimana del 2016 e 22.

Figura 12.

Fenologia del cervo volante, L. cervus, alla Foresta della Lama durante A 2014 B 2015 e C 2016, , in base ai dati ottenuti con tre metodi (Avvistamenti, resti e Retino-transetto). Linea tratteggiata-puntata = valore medio dei dati ottenuti con Avvistamenti; Linea tratteggiata nera = valore medio con Resti (total count); Linea tratteggiata grigia = valore medio con Resti (head counts). Linea nera = valore medio delle catture con Retino-transetto; Linea grigia = valore medio della somma delle catture e degli avvistamenti con Retino-transetto. Le settimane sono espresse come numero delle settimane dell’anno.

Probabilita di rilevamento

La probabilita di rilevamento (detection probability), per tutti i metodi basati su transetti, e stata piu o meno dipendente dal tempo in funzione dell’area di studio e dell’anno. Complessivamente, la probabilita di rilevamento per i metodi Avvistamenti e Retino-transetto e sembrata essere piu influenzata dal tempo rispetto a quella calcolata per il metodo Resti (Tabella 6). La probabilita di rilevamento per i metodi Avvistamenti e Retino-transetto e stata piu alta di 0,50 per entrambe le aree di studio in tutti e tre gli anni (Figura 13). La piu alta probabilita di rilevamento per i dati di Avvistamenti e stata nel 2016, raggiungendo 0,83 (± 0,07) a BF e 0,85 (± 0,08) a FL (Figura 13). Per i dati di Retino-transetto, il piu alto valore di probabilita di rilevamento e stato registrato nel 2015 a BF (0,81 ± 0,03) mentre il piu basso e stato nel 2015 a FL (0,54 ± 0,09) (Figura 13). Per i dati di Resti, la probabilita di rilevamento e stata in genere piu bassa e piu variabile rispetto a quella risultante dai dati degli altri due metodi basati sui transetti. Il valore piu basso per questo metodo e stato registrato a FL nel 2014 (0,19 ± 0,10) e il piu alto a BF nel 2016 (0,82 ± 0,07) (Figura 13). Per quanto riguarda le trappole, nel 2014 il modello piu supportato statisticamente e stato quello in cui la probabilita di rilevamento era differente per motivi metodologici (in particolare le diverse miscele) ma non dipendente dal tempo (Bardiani et al. 2017). Nel 2016, il modello piu supportato e stato quello con la probabilita di rilevamento dipendente sia dal metodo (differente grado di invecchiamento della miscela) sia dal tempo, con un effetto additivo. Nel 2014, le trappole messe ad altezza maggiore funzionarono meglio, sia nella cattura degli individui sia nella valutazione della probabilita di rilevamento (Tabella 7) (Bardiani et al. 2017). In aggiunta, le trappole innescate con la miscela RwWwS mostrarono una probabilita di rilevamento leggermente piu alta rispetto a quelle innescate con RwBeBa (Tabella 7). Nel 2016, sono state usate solo le trappole innescate con RwWwS. Le trappole istallate all’inizio del periodo di studio, senza sostituzione dell’esca, hanno mostrato la piu alta probabilita di rilevamento (Tabella 7).

Statistica della selezione dei modelli per tre metodi, durante i campionamenti degli anni 2014–2016 a Bosco della Fontana (BF) e Foresta della Lama (FL). K rappresenta il numero dei parametri nel modello e -2Log (L) e due volte il valore negativo log-likelihood. Akaike Information Criteria (AIC) e Akaike weight (w) sono stati calcolati per ciascun modello. ?AIC representa la differenza fra i valori di AIC relativi al modello top. La probabilita di rilevamento (p) puo essere costante (.) oppure variare fra le occasioni di campionamento (t).

Sito Metodo Anno Modello K -2Log (L) AIC ?AIC w
BF Avvistamenti 2014 psi(.),p (t) 11 23,54 45,54 0,00 1,00
2015 psi(.),p (t) 9 10,04 28,04 0,00 1,00
2016 psi(.),p (t) 7 9,00 23,00 0,00 0,79
Resti (Tot count) 2014 psi(.),p (t) 11 34,63 56,63 0,00 0,65
psi(.),p (.) 2 53,84 57,84 1,21 0,35
2015 psi(.),p (.) 2 53,84 57,84 0,00 0,98
2016 psi(.),p (.) 2 26,28 30,28 0,00 0,92
Retino-transetto (Catture) 2015 psi(.),p (t) 9 5,55 23,55 0,00 1,00
2016 psi(.),p (t) 7 8,32 22,32 0,00 0,95
FL Avvistamenti 2014 psi(.),p (.) 2 28,84 32,84 0,00 0,84
2015 psi(.),p (t) 8 13,50 29,50 0,00 1,00
2016 psi(.),p (.) 2 16,91 20,91 0,00 0,64
psi(.),p (t) 6 10,04 22,04 1,13 0,36
Resti (Tot count) 2014 psi(.),p (.) 2 15,44 19,44 0,00 0,88
2015 psi(.),p (.) 2 36,50 40,50 0,00 0,91
Retino-transetto (Catture) 2015 psi(.),p (.) 2 38,67 42,67 0,00 0,66
psi(.),p (t) 8 28,04 44,04 1,37 0,34
2016 psi(.),p (t) 6 9,00 21,00 0,00 0,82

Numero di catture (N) con trappole innescate e relativa probabilita di rilevamento (p) (Errore Standard fra parentesi), per posizione della trappola (alta: sopra 10 m; bassa: 1,5-2 m) e per tipo di esca (RwBeBa: vino rosso, birra e banana; RwWwS: vino rosso, vino bianco e zucchero; Controllo: trappola vuota). Cambio della miscela indicato fra parentesi quando previsto (3 settimane: cambiato una sola volta durante la stagione; 2 settimane: cambiato due volte; never: mai cambiato).

Posizione trappola Esca 2014 2016
N p (SE) N p (SE)
alta Controllo 0 - - -
RwBeBa (mai) 12 0,04 (0,02) - -
RwWwS (mai) 11 0,06 (0,03) 48 0,09 (0,04)
RwWwS (3 settimane) - - 36 0,07 (0,03)
RwWwS (2 settimane) - - 19 0,02 (0,01)
bassa Controllo 0 - - -
RwBeBa 5 - - -
RwWwS 5 - - -
Figura 13.

Valori di probabilita di rilevamento e del relativo errore standard (SE) per i metodi Avvistamenti, Resti e Retino-transetto, nelle due aree di studio, Bosco della Fontana (BF) e Foresta della Lama (FL), nei tre anni (2014–2016).

Discussione

Il metodo standard per il monitoraggio di Lucanus cervus

Nell’area BF, i metodi Avvistamenti e Resti (total count) hanno fornito i valori piu alti per quanto riguarda il numero totale e medio dei contatti per transetto e per sessione. I valori di cattura ottenuti con il metodo Retino-transetto sono piu bassi degli avvistamenti registrati con il metodo Avvistamenti (e il metodo Retino-radura ha prodotto un numero di contatti ancora minore). Questo risultato era atteso perche la cattura con il retino di tutti gli esemplari visti si e rilevata impossibile (ad es., a causa dell’altezza del volo di molti individui, e per le caratteristiche topografiche di certi punti del transetto). Infatti, se gli individui visti ma non catturati vengono contati insieme a quelli catturati (Retino-transetto: catture + avvistamenti), il numero di contatti risulta simile a quello ottenuto con il metodo Avvistamenti. Lo stesso risultato e stato ottenuto a FL, fatta eccezione per il metodo Resti che ha provvisto un numero di contatti molto basso. Le trappole con esca hanno dato il piu basso numero di catture rispetto agli altri metodi.

Il periodo di campionamento metodi per i metodi Avvistamenti e Retino-transetto e stato sufficientemente lungo per rilevare il picco di attivita in entrambe le aree di studio, mentre il periodo impiegato per il metodo Resti ha permesso di visualizzare un picco soltanto a BF (non a FL). Il picco di attivita e risultato piu precoce a BF, in pianura, rispetto a FL, in ambiente montano. Tale differenza nella fenologia e supportata dai dati ottenuti con l’approccio della Citizen Science, durato tre anni, sulle cinque specie di coleotteri saproxilici considerati dal progetto MIPP (Campanaro et al. 2017). Entrambi gli approcci hanno mostrato anche un periodo di attivita degli adulti piu lungo in pianura che in montagna.

Tutti e cinque i metodi testati hanno mostrato un bias nel rilevamento vero i maschi. Per quanto riguarda i transetti al crepuscolo, la presenza di tale bias e in linea con i risultati di altri studi (Campanaro et al. 2016) ed era atteso a causa della minore elusivita dei maschi, dovuta alla loro maggiore propensione al volo durante il crepuscolo, come supportato anche da un recente studio di telemetria a BF (Tini et al. in press). Soltanto il metodo Resti condotto a FL non ha evidenziato differenze nel rilevamento dei sessi, ma cio potrebbe essere dovuto al numero molto basso di contatti ottenuti.

I metodi Avvistamenti e Retino-transetto, non hanno mostrato differenze significative nel numero dei contatti fra i transetti della stessa area di studio. Cio significa che tutti i transetti risultano equamente rappresentativi della popolazione, e che quattro transetti sono sufficienti a condurre il monitoraggio della specie anche in due aree molto diverse fra loro, come un frammento isolato di querceto planiziario (ad es. BF) e una estesa foresta caducifoglia di montagna (ad es. FL). Al contrario, i risultati statistici ottenuti dal metodo Resti a BF, dovrebbero essere considerati significativi, se supportati dalla distribuzione eterogenea dei resti riportata da Campanaro et al. (2011b) nella stessa area. Questo significa che la quantita dei resti raccolti dipende dalla scelta del transetto, e pertanto non tutti i transetti sono realmente rappresentativi della popolazione. Il risultato non significativo emerso dai dati di Resti a FL potrebbe sembrare in contrasto con le precedenti considerazioni. In realta, tuttavia, il numero di resti raccolti era troppo basso per evidenziare differenze nella rappresentativita dei transetti.

A BF, tutti e tre i metodi che utilizzano transetti hanno fornito valori elevati di probabilita di rilevamento. Invece, le trappole hanno mostrato una probabilita di rilevamento molto piu bassa anche con la migliore esca e con un elevato sforzo di campionamento. A FL, i metodi Avvistamenti e Retino-transetto hanno fornito i valori piu alti di probabilita di rilevamento mentre il metodo Resti ha dato risultati molto piu scarsi. Cio potrebbe essere dovuto al fatto che FL e un’area molto piu estesa di BF e che le popolazioni di L. cervus, come anche quelle degli uccelli loro predatori, possono spalmarsi su un’area molto maggiore. I dati di Trappole non hanno fornito un valore affidabile di probabilita di rilevamento perche il numero di catture e stato estremamente basso. Inoltre, in quest’area di studio, le trappole con esca hanno presentato un ulteriore problema: la camera di cattura e stata spesso occupata dal ghiro (Glis glis) (Figura 14). In entrambe le aree di studio, per i metodi basati su transetti, i valori di probabilita di rilevamento sono stati piu alti nel 2016. Tale incremento si spiega con il fatto che nel 2016 lo sforzo di campionamento e stato concentrato intorno al picco di attivita e pertanto solo pochissimi sessioni sono risultate prive di dati (quasi tutte le giornate di rilevamento senza dati cadono nel 2014 e nel 2015, all’inizio della stagione).

Figura 14.

Ghiro catturato in una trappola con esca alla Foresta della Lama (2 luglio 2015). Le foto mostrano che il roditore e sopravissuto nella trappola grazie alla rete metallica divisoria fra la camera per l’esca e la camera di cattura (foto di M. Bardiani e J. R?der).

In conclusione, il metodo Avvistamenti basato sull’avvistamento di adulti lungo transetti al crepuscolo, permette una grande quantita di contatti e valori elevati di probabilita di rilevamento in differenti condizioni ambientali. Questo metodo e molto conveniente in termini di costi e di tempo ma certamente richiede operatori abili a percepire e riconoscere i cervi volanti senza catturarli; inoltre, puo essere utilizzato in aree abitate soltanto da popolazioni di L. cervus, senza altre specie congeneriche. L’uso del retino aiuta a risolvere il problema dell’identificazione tassonomica laddove piu specie congeneriche convivono nella stessa area ma riduce fortemente il numero di contatti (catture) che dipende da diversi fattori (ad es. abilita dell’operatore, altezza di volo dell’individuo, complessita topografica e vegetazionale). Il conteggio di individui catturati + avvistati dovrebbe aumentare il numero dei contatti ma il problema dell’identificazione rimane parzialmente, mentre il metodo Avvistamenti e meno costoso e piu veloce del Retino-transetto. Il metodo Resti risulta anch’esso economico e veloce, con l’aggiunte del vantaggio di essere praticato nelle ore diurne. Tuttavia, questo metodo puo essere influenzato dal tasso di predazione, dovuto in gran parte alla densita locale di corvidi. L’uso di trappole con esca, che ha fornito utili informazioni ecologiche (ad es. l’uso verticale dello spazio), sembra essere il metodo meno affidabile perche il vantaggio di poter lavorare nelle ore del giorno non compensa il basso numero di contatti e la frequenza delle giornate di monitoraggio (attivita giornaliera invece che settimanale). Inoltre, il tempo speso per ciascuna sessione di Trappole (circa 4 ore al giorno per almeno 2 operatori, e molto maggiore di quello necessario per una sessione di Avvistamenti (un’ora al massimo per un solo operatore). In pratica, i valori bassi di probabilita di rilevamento con le trappole conducono a uno sforzo di campionamento eccessivo rispetto ai risultati, rendendo il metodo quindi difficilmente sostenibile.

Senza dubbio, il metodo Avvistamenti (avvistamento di individui lungo transetti al crepuscolo) risulta essere il metodo standard di monitoraggio piu adatto per L. cervus, in termini di costi e benefici. I metodi Resti e Retino-transetto dovrebbero essere presi in considerazione per dei surveys preliminari al monitoraggio, in aree dove mancano informazioni sulla presenza della specie o in aree di sovrapposizione fra areali di due o piu specie di Lucanus. Solo quando altre specie di grossi scarabeoidei (Bardiani et al. 2017) o cerambicidi (Redolfi de Zan et al. 2017, in questo volume), devono essere oggetto di monitoraggio insieme ai cervi volanti, l’uso di trappole con esca potrebbe essere necessario (Bardiani et al. 2017).

Descrizione del metodo

Il metodo di monitoraggio scelto consiste nel camminare al crepuscolo lungo un transetto di dimensioni standard (500 m di lunghezza e 10 m di visibilita in larghezza), contando tutti gli adulti di cervo volante visti volare o camminare sul terreno. Il transetto viene percorso da un operatore in una ristretta fascia oriaria, da 15 minuti prima del tramonto a 15 minuti dopo il tramonto. In tutto, il transetto deve essere percorso in 30 minuti ed e diviso in 5 settori di 100 metri ciascuno; ogni settore deve essere percorso in 6 minuti. I transetti devono essere scelti lungo sentieri forestali, piste o strade con condizioni di luce al crepuscolo sufficienti a identificare i coleotteri in volo, condizioni che si verificano solo con un certo grado di apertura della volta arborea (Figura 15). E importante scegliere i transetti solo dopo che gli alberi hanno raggiunto il picco della loro densita fogliare (per valutare le reali condizioni di luce nel periodo del monitoraggio). Il metodo deve essere applicato da operatori esperti o personale che e capace di riconoscere in volo il cervo volante da specie affini o da alttri grossi coleotteri.

Figura 15.

Copertura arborea idonea per il monitoraggio di L. cervus, lungo un transetto a Bosco della Fontana (foto di M. Bardiani, APS-C camera, focale 8 mm).

Protocollo, materiale ed equipaggiamento

Il primo passo per il lavoro di montoraggio e la scelta dei transetti all’interno dell’area di studio (fino a 4 transetti per area), misurando la lunghezza di 500 m e prendendo le coordinate del punto di inizio e fine per ciascuno di essi. Alla fine di ogni settore di 100 m, dovra essere posto un segno ben visibile con un nastro di plastica colorato (o con altre indicazioni, ad es. un cartello numerato) su entrambi i lati del transetto. Il secondo passo e la scelta del giorno settimanale in cui effettuare la sessione di monitoraggio (survey): (i) un singolo giorno se tutti i transetti vengono percorsi nello stesso giorno (in questo caso, e necessario reclutare piu operatori; (ii) fino a 4 giorni se viene percorso un solo transetto al giorno (in questo caso, teoricamente puo essere sufficiente un solo operatore). Si raccomanda di programmare il monitoraggio scrivendo in una tabella la data prevista per ogni singola sessione, l’ora del tramonto calcolata per ciascun giorno (molti siti web, applicazioni per smartphone o funzioni di GPS forniscono questa informazione per localita o per coordinate geografiche) e il senso con cui percorrere il transetto. Infatti, e necessario invertire ogni volta il senso di percorso di ogni transetto per ridurre la possibilita di avvistamenti correlati alla struttura spaziale del transetto stesso.

Complessivamente, vanno programmate 6 sessioni (i.e. sei settimane) per transetti situati in aree planiziarie o collinari sotto i 400 m s.l.m. e 5 sessioni (i.e. cinque settimane) per aree montagnose e collinari sopra i 400 m s.l.m. Le sessioni devono essere programmate durante il picco di attivita degli adulti: il periodo di monitoraggio consigliato e fra la ventitreesima e la ventottesima settimana dell’anno per le aree planiziarie e fra la ventiseiesima e la trentesima settimana per le aree montane. Tuttavia, questi periodi dovrebbero essere aggiustati in relazione a conoscenze pregresse sulla fenologia della popolazione locale di cervo volante. Nel caso in cui non fossero disponibili informazioni sulla specie in un’area, si raccomanda di svolgere surveys preliminari nell’anno precedente al monitoraggio per definire il periodo in cui gli adulti iniziano e finiscono le loro attivita.

Prima di effettuare una sessione di campionamento, l’operatore deve compilare la prima parte della scheda di campo (modificata da Campanaro et al. 2016; vedi Supplementary File 1: scheda di campo), annotando la data e le condizioni meteorologiche (in particolare i valori iniziali di temperatura e umidita presi con un termoigrometro). L’operatore inizia a percorrere il transetto esattamente 15 minuti prima del tramonto. E importante cercare di mantenere un passo lento e costante lungo l’intera lunghezza del transetto (velocita 0,28 m/s), aggiustando il passo alla fine di ogni settore di 100 m quando si rileva il nastro segnaletico (in modo da impiegare 6 minuti per percorrere 100 m). Per la stessa ragione, e richiesto l’uso di un cronometro o di un orologio da polso in modo da poter controllare facilmente la propria velocita senza diminuire l’attenzione verso i cervi volanti. Ogni avvistamento viene registrato sulla scheda da campo con un codice formato da un numero progressivo preceduto da una lettera (M, F) per indicare il sesso dell’insetto (U quando non si riesce a capire il sesso dell’individuo). Per ciascun individuo va annotato se era fermo sul terreno, camminava o volava indicando in questo caso l’altezza dal suolo (<2 m, >2 m). Mentre l’operatore procede, la luce tendera a indebolirsi progressivamente e quindi diventa sempre piu importante fare attenzione ai rumori emessi dagli individui volando o camminando sulle foglie cadute o tra la vegetazione. E importante anche fare attenzione agli individui che dovessero volare descrivendo delle curve davanti e dietro l’operatore facendosi contare due o piu volte. Infatti, per evitare una sovrastima della popolazione bisogna cercare di contare ciascun individuo soltanto una volta, anche se un certo errore e inevitabile con questo metodo.

Durante il transetto, e possibile incontrare altre specie di grossi coleotteri. In questo caso l’operatore dovrebbe annotare il numero di esemplari di queste sulla scheda di campo (cercando di fornire un’identificazione tassonomica piu accurata possibile). Alla fine della sessione, l’operatore completa la scheda segnando l’ora e i valori finali di temperatura e umidita.

Al fine di fornire dati per il National Report che ogni stato membro deve produrre ai sensi dell’articolo 17 della Direttiva Habitat, il monitoraggio dovrebbe essere realizzato almeno due volte nel periodo di 6 anni. Nella Tabella 8, vengono riportati gli aspetti principali del metodo e del protocollo (inclusi i materiali e l’equipaggiamento).

Principali dettagli per programmare il monitoraggio di L. cervus con il metodo Avvistamenti (avvistamento di individui lungo transetti al crepuscolo).

Numero di transetti da 1 a 4
Distanza fra i transetti almeno 200 m
Lunghezza del transetto 500 m
Suddivisione del transetto 5 settori da 100 m
Periodo di monitoraggio giugno-luglio
Numero di sessioni (surveys) per aree fino a 400 m s.l.m. e settimane dell’anno suggerite per effettuarle 6
(23a–28a)
Numero di sessioni (surveys) per aree oltre 400 m s.l.m. e settimane dell’anno suggerite per effettuarle 5
(26a–30a)
Frequenza delle sessioni un giorno a settimana
Ora in cui percorrere il transetto per Avvistamenti e Retino-transetto crepuscolo
Durata del transetto 30’
(da 15’ prima a 15’ dopo il tramonto)
Numero di operatori un operatore per transettot
Materiali for definire i transetti metro, nastro segnaletico (o cartelli numerati), GPS
Equipaggiamento per la sessione di monitoraggio Tavoletta con scheda da campo, torcia frontale, matita, orologio da polso, termoigrometro

Limiti e possibili interferenze

Le sessioni dovrebbero essere condotte quando la temperatura e superiore a 13°C. Il metodo e fattibile anche in caso di pioggerella e tempo nuvoloso ma non in caso di pioggia e forte vento.In questi casi e meglio rimandare alla serata successiva (o alla prima serata favorevole). Se la sessione non puo essere rinviata, dovra essere cancellata.

Un limite frequente e la mancanza di visibilita in foresta, specialmente dopo il tramonto in presenza di nuvolosita scura che rende difficile distinguere in volo un cervo volante da un altro grande coleottero (ad es. Oryctes nasicornis, Prionus coriarius). Ogni avvistamento fallito o errato (individuo non visto o male identificato) puo significare un aumento o una diminuzione degli avvistamenti. Per questa ragione e molto importante scegliere transetti con sufficiente apertura della volta arborea (per trovare sempre condizioni di luce adeguate) e senza un sottobosco denso (i cervi volanti tendono a volare lungo corridoi di vegetazione scarsa all’interno della foresta).

Nelle aree di sovrapposizione degli areali (ad es., dove L. cervus convive con L. tetraodon o altre specie, e dove esistono forme con caratteristiche intermedia: vedi il paragrafo Sistematica e Distribuzione), questo metodo di monitoraggio dovrebbe essere applicato solo dopo sopralluoghi preliminari (possibilmente nell’anno prededente) durante i quali verrano usati altri metodi per raccogliere informazioni di base (ad es. Resti e Retino-transetto).

Nonostante la scarsa attrazione mostrata dai cervi volanti per le trappole, si raccomanda di scegliere i transetti almeno a 100 m di distanza da aree in cui vengono eventualmente usate trappole per il monitoraggio di altre specie (ad es. per Cerambyx cerdo).

Inoltre, si raccomanda di non installare mist-nets per il monitoraggio e l’inanellamento di uccelli e pipistrelli nelle aree vicine ai transetti perche i coleotteri rimangono facilmente intrappolati nelle reti con esito generalmente letale (Carpaneto et al. 2011a).

Validita spaziale

Uno studio telemetrico condotto a BF (Tini et al. 2017b), finalizzato a calcolare le dimensioni dell’home range del cervo volante, inteso come superficie di territorio in cui ciascun adulto si disperde nel corso del periodo studiato, puo aiutarci a stimare la validita spaziale dei dati raccolti con il metodo selezionato (Avvistamenti), attraverso la conoscenza delle capacita di dispersione della specie. La superficie degli home range e stata calcolata con due metodi: Minimum Convex Polygon (MCP) e Fixed Kernel Density Estimation (KDE). Il metodo KDE formisce una misura della probabilita di trovare un individuo in un’area (Worton 1989). Nella superficie degli home range non sono state notate differenze statisticamente significative fra i sessi. In particolare, i valori medi di MCP erano circa 7.600 m2 per i maschi e circa 3.500 m2 per le femmine. I valori mediani di KDE con 95% di probabilita (KDE 95%) erano circa 14.500 m2 per i maschi e 9.500 m2 per le femmine. Il metodo KDE 50% fornisce informazioni sulle dimensioni della core area (i.e. l’area piu intensivamente usata dall’individuo) i cui valori mediani erano circa 3.850 m2 per i maschi e 3.400 m2 per le femmine. Sempre a BF, la mediana delle distanze massime (MMD) coperte in un singolo spostamento dai maschi era 88 m (Tini et al. 2017b). Pertanto, in un habitat omogeneo con alta densita di necromassa legnosa e di siti potenziali per lo sviluppo larvale, come BF, la massima area di validita del transetto standard e pari a: (MMD*2)*TL + 882*? (Figura 16). Con un transetto standard lungo 500 m, la massima area di validita e circa 11,2 ha (88*2*500 + 882* ? = 112.328 m2).

Figura 16.

Layout di un transetto standard per mostrare la validita spaziale delle osservazioni. MMD e la mediana della massima distanza dal transetto coperta da un maschio in un singolo volo, come osservato durante lo studio telemetrico di Tini et al. (2017b).

Conteggio, quantificazione e condivisione dei dati

Per valutare il rischio di estinzione della specie in un’area, sono necessarie informazioni quantitative sulle dimensioni, la struttura e la dinamica della popolazione. L’approccio piu comune per ottenere informazioni dettagliate sulle dimensioni della popolazione consiste nell’utilizzare il metodo di cattura-marcaggio-ricattura e trattare i dati con modelli matematici parametrizzati che consentono la stima dell’abbondanza della popolazione. Altri approcci modellistici recentemente sviluppati permettono di ottenere: (i) una stima della grandezza della popolazione nell’area di studio registrando dati di presenza-assenza da piu surveys (Royle-Nichols Abundance Induced Heterogeneity model - RNAIH) (Royle and Nichols 2003); (ii) una stima della grandezza della popolazione nell’area di studio registrando dati di abbondanza della specie da piu surveys, senza marcare gli individui (Royle Repeated Count model - RRC) (Royle 2004). Questi approcci includono l’utilizzo di software statistico dedicato (ad esempio PRESENCE) basato su modelli matematici complessi che, in alcuni casi, sono ancora in corso di sviluppo e presentano delle limitazioni.

La revisione di strumenti specializzati per ottenere stime della grandezza di una popolazione da dati raccolti in modi diversi potrebbe estendere notevolmente questo paragrafo, il cui scopo e invece fornire semplici indicazioni per la raccolta omogenea e la trasmissione di dati ecologici su coleotteri raccolti in anni successivi, ottenuti con il metodo di monitoraggio, e riportati su schede tecniche condivise con le autorita di gestione delle aree protette. Pertanto, innanzitutto si suggerisce che il numero di avvistamenti (maschi, femmine, sesso sconosciuto, totale) sia mantenuto in un registro per ogni sessione di campo (dati separati per transetto). Quindi, per ottenere un valore da confrontare negli anni successivi o con altre aree di studio, si incoraggia l’utilizzo del numero medio di avvistamenti (K). Questo “numero chiave” e la media degli avvistamenti per ogni transetto e per una singola sessione. La Tabella 9 fornisce un esempio di conteggio di cervi volanti per ottenere il numero K.

Esempio di dati raccolti usando il metodo Avvistamenti nel 2016 a Bosco della Fontana. Numero di avvistamenti (Nc) per ciascun transetto (A-D) e per ciascuna sessione (1-6), numero totale e valore medio degli avvistamenti per ogni sessione (Ts, Ms), numero totale e valore medio degli avvistamenti per ogni transetto (Tt, Mt), e valore medio degli avvistamenti per surveys e trasetti (K).

Settimana dell’anno Survey Numero di avistamenti per transetto Ts Ms
A B C D
23 1 0 0 0 1 1 0,25
24 2 13 2 1 2 18 4,50
25 3 21 18 6 13 58 14,50
26 4 18 18 18 10 64 16,00
27 5 10 11 14 7 42 10,50
28 6 3 2 0 7 12 3,00
Tt 65 51 39 40
Mt 10,83 8,50 6,50 6,67
K 8,13

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Linee guida per il monitoraggio di Osmoderma eremita e specie affini

Introduzione

L’osmoderma o scarabeo eremita, Osmoderma eremita (Scopoli, 1763), è un grande coleottero saproxilico (Coleoptera: Scarabaeidae: Cetoniinae) associato ai vecchi alberi cavi degli ambienti boschivi caducifogli europei. La specie è inclusa negli Allegati II e IV della Direttiva Habitat (92/43/EEC del 21/05/1992) sulla conservazione degli habitat naturali, della fauna e della flora. La Direttiva Habitat richiede agli Stati Membri di preparare, ogni sei anni, un rapporto sullo stato di conservazione delle specie elencate negli allegati. Per rispondere a questo obbligo, il Progetto Life “Monitoring of insects with public participation” (LIFE11 NAT/IT/000252: in seguito, MIPP) ha condotto ricerche sperimentali sul campo per lo sviluppo di un metodo standardizzato per il monitoraggio dei seguenti coleotteri saproxilici protetti in Europa: Osmoderma eremita (scarabeo eremita, Scarabaeidae), Lucanus cervus (cervo volante. Lucanidae), Cerambyx cerdo (capricorno, Cerambycidae), Rosalia alpina (rosalia alpina, Cerambycidae), Morimus asper / funereus (morimo, Cerambycidae) (Mason et al. 2015).

Il presente articolo fa parte di un volume speciale sul monitoraggio dei coleotteri saproxilici suddetti ed è dedicato a Osmoderma eremita. Pertanto, l’articolo inizia con un’ampia revisione delle attuali conoscenze sulla sistematica, distribuzione, ecologia, etologia e conservazione di O. eremita e delle entità strettamente imparentate, che derivano perlopiù dalla divisione della prima in tempi successivi alla Direttiva e quindi meritano lo stesso livello di protezione. Tale revisione è seguita dal test dei metodi sperimentali per il monitoraggio delle popolazioni di osmoderma.

Sistematica e distribuzione

Il genere Osmoderma, istituito nel 1828 da Le Peletier de Saint-Fargeau e Audinet-Serville, è attualmente assegnato alla superfamiglia Scarabaeoidea, famiglia Scarabaeidae e sottofamiglia Cetoniinae. Tuttavia, in molti articoli scientifici e banche dati europei prodotti nella seconda metà del secolo scorso, la sottofamiglia è stata elevata a famiglia e Osmoderma è stato trattato come un genere della famiglia Cetoniidae. Questa modifica dell’ordine sistematico ha prodotto confusione nei documenti della Direttiva Habitat e viene spiegata dal fatto che alcuni specialisti, autori delle opere più importanti utilizzate per l’identificazione degli Scarabeoidei europei (Balthasar 1963, Baraud 1977, 1992, Paulian e Baraud 1982, Martin-Piera and Lopez-Colon 2000, ecc.) hanno ripreso la sistematica di Westwood (1839), dove questi animali erano divisi in numerose famiglie. Tale suddivisione estrema è stata oggi superata da moderni studi integrati di analisi morfologiche e molecolari, dove la famiglia Scarabaeidae viene riconsiderata in un senso più ampio e i Cetoniinae sono una sua sottofamiglia (e.g., Lawrence e Newton 1995, Browne e Scholtz 1995, 1998, 1999, Scholtz e Grebennikov 2005, Smith et al. 2006, Ahrens 2006, Bouchard et al. 2011, Ahrens et al. 2014, McKenna et al. 2015).

All’interno della sottofamiglia Cetoniinae, la tassonomia tradizionale ha assegnato il genere Osmoderma alla sottotribù Osmodermina (due generi) della tribù Trichiini, un grande ramo di Cetoniinae che include anche alcuni generi largamente diffusi in Europa (ad es. Trichius, Gnorimus) (Howden 1964, Krikken 1978, Smetana 2006, Schoolmeesters 2016). Tuttavia, un recente studio molecolare (Šípek et al. 2016a, 2016b) ha rilevato strette affinità fra Osmoderma e altri generi asiatici di Cetoniinae, invece che con quelli suddetti, concludendo che esso dovrebbe essere assegnato ai Cetoniini. Tale instabilità ai livelli più alti della sistematica degli Scarabeoidei si riflette anche a livello di genere e specie, attraverso annose incertezze nella tassonomia e nella nomenclatura che vanno avanti da molti anni (cf. Tauzin 1994a, 1994b, 1996, 2000, 2002, 2006, Sparacio 1994, 2000, Massa 1995, Gusakov 2002, Audisio et al. 2007, 2009, Zauli et al. 2016a), con implicazioni che riguardano anche la conservazione delle diverse popolazioni europee di Osmoderma.

La validità del nome del genere divenne controversa quando alcuni autori (Ádam 1994, Gusakov 2002) asserirono che la priorità spettava a Gymnodus Kirby, 1827, tuttavia la Commissione Internazionale per la Nomenclatura Zoologica (ICZN) decise di adottare il nome Osmoderma attraverso una speciale risoluzione basata sul principio della stabilità e del ‘prevailing usage’ (Smith 2004, Krell et al. 2006, Audisio et al. 2007, Barclay 2007, ICZN 2007). A livello di specie, il dibattito è sorto per l’incertezza del nome legittimo da assegnare alle popolazioni dell’Europa orientale, da quando Motschulsky (1860) mise in dubbio la terra typica of Osmoderma barnabita, una specie che lui stesso aveva formalmente descritto nel 1845. Cosi, dalla Russia europea orientale, la terra typica divenne la Siberia orientale, avviando una serie di conseguenti interpretazioni tassonomiche. Pertanto, il nome assegnato alle popolazioni europee orientali cambiò nel corso del tempo, secondo le ipotesi dei diversi autori: O. lassallei septentrionale Tauzin, 1994, O. coriarius (De Geer, 1774) e poi di nuovo O. barnabita (cf. Tauzin 1991, 1994a, 1994b, Gusakov 2002, Audisio et al. 2007, 2009).

A livello globale, il genere include almeno 12 specie attraverso la Regione Olartica (Howden 1964, Gusakov 2002, Smetana 2006, Audisio et al. 2007, Bezborodov 2016, Schoolmeesters 2016). L’areale del genere Osmoderma, come per molte altre specie animali associate alle foreste caducifoglie dell’emisfero settentrionale, è suddiviso in tre settori disgiunti: Nord-Est degli USA (3 specie secondo Howden 1968), Europa e Vicino Oriente (4 specie in Europa, una in Anatolia, una in Georgia) ed Estremo Oriente Asiatico (3 specie nella Cina nord-orientale, Siberia meridionale, Corea e Giappone). Il settore nordamericano coincide con l’areale potenziale delle foreste di latifoglie decidue degli Stati Uniti orientali e si estende verso Sud fino al 35° parallelo, dove due specie vivono simpatricamente: O. eremicola (Knoch, 1801) e O. scabrum (Palisot de Beauvois, 1805). Una terza specie, O. subplanatum Casey, 1915, vive inaspettatamente nelle Grandi Pianure, probabilmente ristretta ad ambienti boschivi frammentati lungo le rive dei laghi e dei fiumi, nel bacino idrografico del Mississipi e del Missouri. Le tre specie, si spingono appena oltre il confine meridionale del Canada. Le tre specie dell’Estremo Oriente sono state recentemente revisionate da Bezborodov (2016): O. davidis Fairmaire, 1887, dalla Transbajkalia e dalla Cina nordorientale al Territorio del Litorale (=Primorskij Kraj) e alla Corea settentrionale; O. caeleste (Gusakov, 2002), dalla Cina nord-orientale al Territorio del Litorale e Corea settentrionale; O. opicum Lewis, 1887, Territorio del Litorale, Corea settentrionale e Giappone. Gli areali delle tre specie si sovrappongono quindi nelle foreste temperate miste o di latifoglie del Territorio del Litorale dell’Estremo Oriente Russo, pressoVladivostok, dove vivono insieme e sono state osservate perfino nello stesso albero (Bezborodov 2016). L’areale di O. davidis è più ampio di quello delle altre due specie e raggiunge ad Ovest l’ecotono delle foreste-steppe al confine fra la Transbajkalia e la Mongolia.

Per risolvere la grande incertezza tassonomica e nomenclatoriale nelle popolazioni europee di osmoderma, è stato condotto uno studio sul DNA (Audisio et al. 2007, 2009) che ha portato a considerare la presenza di almeno quattro specie in Europa:

Osmoderma eremita (Scopoli, 1763), principalmente nell’Europa occidentale;

Osmoderma barnabita Motschulsky, 1845 (sensu Audisio et al. 2007), principalmente nell’Europa orientale;

Osmoderma lassallei Baraud e Tauzin, 1991, endemica della Grecia nord-orientale e della Turchia europea;

Osmoderma cristinae Sparacio, 1994, endemica di Sicilia.

La distanza genetica e l’analisi della parsimonia hanno permesso di individuare due gruppi, ciascuno formato da due specie: il primo gruppo è ristretto all’Europa occidentale (O. eremita e O. cristinae), il secondo all’Europa orientale (O. barnabita e O. lassallei) (Figure 1). Il limite geografico fra le due specie passa inequivocabilmente attraverso la Svezia (O. eremita) e la Finlandia (O. barnabita), continuando verso Sud attraverso la Germania, l’Austria e la Slovenia (paesi in cui le due specie dovrebbero convivere) dove però è ancora indefinito (Audisio et al. 2007, 2009, Landvik et al. 2013) (Figure 1). All’interno di O. eremita, analisi morfologiche preliminari hanno delimitato una sottospecie, O. eremita italicum Sparacio, 2000, la cui presenza è stata finora indicata per poche località di tre regioni dell’Italia meridionale (Campania, Basilicata e Calabria).

Figure 1.

Areale del genere Osmodema in Europa (da Audisio et al. 2009, modificato) (disegnato da M. Liu).

I caratteri morfologici usati per delimitare le specie e le sottospecie del genere Osmoderma sono poco marcati e soggetti a una forte variabilità. Essi riguardano principalmente i rilievi del capo e del pronoto, oltre alla forma dei genitali maschili (Figure 2, 3). La mancanza di differenze nette può generare un alto grado di incertezza quando sono oggetto di monitoraggio le popolazioni che vivono in aree di contatto fra gli areali dei vari taxa, ad esempio, nell’Europa centrale e nei Balcani, a causa di fenotipi intermedi che rendono difficile l’assegnazione degli individui ai due taxa confinanti.

Figure 2.

Habitus di Osmoderma in visione dorsale. A O. eremita maschio B O. eremita femmina C O. cristinae maschio D O. cristinae femmina (foto di A. Ballerio e M. Uliana, da Ballerio et al. 2010).

Figure 3.

Parameri in visione laterale di O. eremita (A) e O. barnabita (B). Le frecce indicano la assenza o presenza di una concavità sotto la protuberanza (da Lüchte e Klausnitzer 1998, modificato).

Un approccio integrato alle popolazioni italiane, basato su analisi morfologiche e molecolari (Zauli et al. 2016a), indica che sia la distanza genetica (COI and AFLP markers) sia la divergenza morfologica (particularmente la forma dei genitali maschili) supportano la validità del rango di specie per O. cristinae, nonostante la stretta relazione di parentela fra questo endemita siciliano e O. eremita.

Altre entità poco studiate (oltre a O. lassallei e O. barnabita) si trovano dalla penisola balcanica alle montagne del Caucaso: una specie o semispecie vicina a O. lassallei, nella Grecia meridionale (P. Audisio, P. Petrakis e G.M. Carpaneto, non ancora descritta); O. brevipenne Pic, 1904, descritto delle Montagne del Tauro, Turchia meridionale; O. richteri Medvedev, 1953, descritto della Georgia, Caucaso (solo due femmine rinvenute fino ad oggi).

Morfologia e confronto tra entità simili

Il genere Osmoderma comprende i più grandi rappresentanti europei della sottofamiglia Cetoniinae (lunghezza corporea fino a 36 mm, capo incluso; larghezza massima delle elitre fino a 19 mm). Il capo è piccolo rispetto al corpo (in confronto alla generalità della sottofamiglia), con il clipeo più largo che lungo. L’antenna è composta da 10 segmenti, comprendenti una piccola clava terminale di tre corte lamelle. Il corpo è largo, subovale, più o meno appiattito dorsalmente. Il protorace è significativamente più stretto della base delle elitre, più o meno convesso, con margini laterali arrotondati o formanti un angolo sporgente appena prima della loro metà. Le zampe sono forti, con tibie moderatamente lunghe e tarsi corti. Tibie anteriori con tre denti distinti sul loro lato esterno. Ali bene sviluppate in entrambi i sessi. Il colore è nero, piceo o castagno scuro, spesso brillante, con riflessi metallici verdi o rameici.

Nelle specie europee, i maschi hanno il clipeo concavo, con margine anteriore più o meno rialzato, la zona di transizione clipeo-fontale leggermente convessa, e due rilievi laterali sopra l’inserzione dell’antenna che sembrano due cornetti. Le femmine hanno il clipeo piatto e con margine anteriore non rialzato, la zona di transizione clipeo-frontale tumida, e sono prive di cornetti laterali. La superficie del capo è punteggiata nei maschi e rugosa nelle femmine. Il pronoto dei maschi presenta angoli basali distinti, con margini laterali ottusamente angolati appena prima della metà; il pronoto è circa un terzo più largo che lungo, fortemente convesso, con due distinte carene longitudinali, parallele e separate da una fossa più o meno profonda. Il pronoto delle femmine presenta angoli basali arrotondati e una forma più o meno circolare, vista all’alto; è meno convesso di quello dei maschi e mostra le carene in forma vestigiale, quasi svanite o ridotte a due tubercoli obsoleti. Il pigidio è largo e fortemente convesso nei maschi, più piccolo e leggermente convesso nelle femmine.

Come già detto, i caratteri morfologici usati per definire le specie e le sottospecie europee sono poco marcati e molto variabili. Pertanto, l’identificazione su base morfologica di questi animali è un compito da specialisti che hanno studiato molti esemplari di ciascuna specie provenienti da diverse popolazioni (in musei o collezioni) e hanno progressivamente acquisito una conoscenza profonda della variabilità intraspecifica all’interno di singole popolazioni e attraverso l’areale delle specie. Un altro problema è che gli esemplari presenti in molte collezioni e musei non possono essere usati per confronto perché sono identificati erroneamente, a causa della grande confusione tassomica dei decenni passati. Fortunatamente, le specie europee hanno areali differenti e in molti casi le popolazioni possono essere assegnate a una specie semplicemente in base alla località. Il problema esiste quando una località è situata nella zona di sovrapposizione degli areali di due specie parapatriche, come nel caso di O. eremita e O. barnabita nell’Europa centrale, dove non si può escludere la convivenza e l’ibridazione fra le due specie. Il carattere morfologico meno variabile fra queste due specie è forse la forma dei parameri dell’organo genitale maschile (Krell 1997, Lüchte e Klausnitzer 1998, Sparacio 2000, Zauli et al. 2016a) secondo la seguente chiave (vedi anche la Figure 3):

1. Parameri, in visione laterale, con una forte protuberanza verso l’alto, come una gibbosità triangolare arrotondata all’apice, seguita da una discesa quasi dritta o molto leggermente convessa che continua fino alla loro base O. eremita
2. Parameri, in visione laterale, con una forte protuberanza verso l’alto, come una gibbosità quadrangolare all’apice, seguita da una forte concavità e poi continuante fino alla loro base O. barnabita

I genitali maschili servono anche a separare O. eremita e O. barnabita da O. cristinae, perché quest’ultima specie non mostra una vera protuberanza verso l’alto ma solo un moderato rigonfiamento seguito da una discesa dritta o leggermente convessa che continua fino alla base (Figure 4). La forma dei genitali non può ovviamente essere usata per il monitoraggio delle popolazioni perché richiede l’esame di individui morti. Pertanto, nei casi problematici, l’identificazione può affidarsi soltanto alle analisi molecolari (ad esempio, mtDNA citocromo C ossidasi I, estratto da muscoli femorali o tarsali di un individuo vivo) (Audisio et al. 2009).

Figure 4.

Parameri in visione laterale di O. eremita (A–C) e O. cristinae (D–F), mostranti la variazione intraspecifica e le differenze nei parameri fra le due specie (foto di Federico Romiti).

Tutti i caratteri morfologici usati per separare le specie europee di Osmoderma sono quantitativi e sfumano tra loro; inoltre, essendo soggetti a grande variabilità non possono fornire un’identificazione certa. Le differenze sessuali nel gruppo O. barnabita / lassallei sono meno accentuate di quelle presenti nel gruppo O. eremita / cristinae.

Gli operatori non esperti, coinvolti nella ricerca dei resti esoscheletrici di Osmoderma nei detriti legnosi all’interno delle cavità degli alberi, possono trovare difficoltà a distinguere tali resti da quelli di Gnorimus variabilis (Linnaeus, 1758). Comunque, i resti di quest’ultima specie sono chiaramente più piccoli e sottili, con tarsi proporzionatamente più lunghi e stretti, e tibie mediane fortemente incurvate nei maschi. Inoltre, il lato esterno delle tibie anteriori presenta due denti bene sviluppati (invece di tre denti in Osmoderma), mentre lo scutello è più corto e di forma semicircolare (invece dello scutello quasi triangolare isoscele di Osmoderma). Infine, le elitre di G. variabilis presentano spesso macchie biancastre sulla loro superficie.

Le uova di Osmoderma sono globulari e bianche, con un diametro di 4-5 mm. Le larve sono di tipo “scarabeiforme”, caratterizzate da un capo ipognato e un corpo carnoso, bianco o bluastro, incurvato inferiormente a formare una C (Hayes 1929, Boving and Craighed 1931, van Emden 1941, Ritcher 1966). In particolare, le larve di osmoderma sono molto simili a quelle degli altri Cetoniinae, con cui presentano in comune le seguenti caratteristiche: capo piccolo; labrum simmetrico; mandibole con un’area stridulatoria ovale formata da minute barre trasversali; mascelle con lacinia e galea fuse tra loro, e dentini stridulatori diretti anteriormente; nono e decimo segmento addominale fusi tra loro (Hayes 1929, Ritcher 1966, Shabalin e Bezborodov 2009). Il capo delle larve di osmoderma è una capsula rosso-arancio, con punteggiatura rugosa sulla fronte, labrum trilobato e un paio di mandibole asimmetriche nere e robuste. Le zampe sono giallo-brune e relativamente corte, ciascuna terminante con un’unghia nera di forma subconica, molto corta e spessa, larga alla base e ottusa all’apice. Il lato ventrale setoloso (in seguito: ‘raster’, secondo Boving e Craighead 1931) dell’ultimo segmento addominale è privo della doppia serie logitudinale di spinule (in seguito: ‘palidia’, secondo Ritcher, 1966), che invece si trova normalmente nelle larve dei Cetoniinae (Korschefsky 1940) (Figure 5).

Figure 5.

Larva di Osmoderma eremita. A Habitus B Raster (area spinosa ventrale dell’ultimo segmento addominale). Notare la mancanza dei palidia (le due serie longitudinali di spinule che si trovano nel raster della maggior parte dei Cetoniinae) e l’estremità delle zampe provvista di un’unghia molto corta e tozza (vedi testo per dettagli) (A foto di Sonia Dourlot, da Dubois 2009; B foto di Benjamin Calmont).

Le caratteristiche morfologiche usate per l’identificazione delle larve sono valide solo per quelle pienamente sviluppate (soprattutto quelle appartenenti al terzo stadio, cioè l’ultima fase dello sviluppo). Una buona combinazione di caratteri per separare le larve di osmoderma da quelle di tutti gli altri Cetoniinae europei è la seguente: 1) l’assenza dei palidia nel raster, 2) la particolare forma dell’unghia terminale delle zampe, corta, subconica a base larga e con apice smussato; 3) la lunghezza corporea fra 65 e 75 mm, considerando che le grosse larve di Protaetia speciosissima non dovrebbero superare i 65 mm (Korschefsky 1940). Infatti, quasi tutti i Cetoniinae europei che vivono nel legno morto (Cetonia, Protaetia e Gnorimus) hanno dei palidia distinti e zampe che terminano senza unghie oppure con unghie allungate e sottili (mai tozze, subconiche a base larga e con apice smussato) (Figure 6). Fra le larve di Cetoniinae europei che si trovano nel legno morto, solo quelle del genere Trichius sono prive di palidia (come Osmoderma) ma si distinguono facilmente per le loro piccole dimensioni corporee (lunghezza fino a 40 mm), le unghie allungate e sottili, il labrum arrotondato (invece di essere trilobato), e gli ultimi due segmenti addominali ben separati (invece di essere fusi) (Shabalin e Bezborodov 2009).

Figure 6.

Forma dell’unghia terminale nelle larve dei Cetoniinae europei. A zampa di Osmoderma eremita B ultimi due segmenti e unghia di O. eremita C idem di Gnorimus variabilis D idem di Trichius fasciatus E ultimi tre segmenti di Cetonia aurata F ultimi tre segmenti di Protaetia cuprea (disegni di Federico Romiti).

La seguente chiave, valida soprattutto per larve pienamente sviluppate, può essere utile per riconoscere sul campo (con l’aiuto di una lente tascabile) le larve di osmoderma da quelle di tutti gli altri Cetoniinae europei. La chiave è stata costruita da uno di noi (G. Carpaneto), in base a informazioni ricavate da diversi autori (Hayes 1929, Böving and Craighead 1931, Korschefsky 1940, Ritcher 1966, Klausnitzer e Krell 1997, Mico and Galante 2003a, 2003b, Shabalin e Bezborodov 2009) e da osservazioni inedite:

1 Tarsi terminanti con un’unghia (lunga o corta, appuntita o smussata) 2
Tarsi con apice arrotondato e privo di unghia 4
2 Unghia tarsale sottile, più o meno appuntita e ricurva. Nono e decimo segmento addominale, in visione dorsale, separati a formare due unità distinte. Raster con o senza palidia. Margine anteriore del labrum mai trilobato, quasi dritto o leggermente sinuato nel mezzo. Larve nel legno morto. Lunghezza fino a 60 mm 3
Unghia tarsale mai appuntita e ricurva ma simile a un cono corto e spesso, con base larga e apice smussato, di colore nero o piceo. Nono e decimo segmento addominale, in visione dorsale, fusi a formare una singola unità. Raster senza palidia. Margine anteriore del labrum distintamente trilobato. Larve nel legno morto. Lunghezza fino a 75 mm long Osmoderma
3 Raster con due distinti palidia formanti una figura ovale. Larve nel legno morto. Lunghezza fino a 50 o 60 mm, a seconda della specie Gnorimus
Raster senza palidia. Ultimo segmento addominale normalmente conformato. Larve nel legno morto. Lunghezza fino a 40 mm Trichius
Raster senza palidia. Ultimo segmento addominale terminante con un paio di aree circolari delimitate da una stretta area rugosa. Larve nel legno morto. Lunghezza fino a 25 mm Valgus
4 Larve piccole (fino a 25 mm), generalmente fra radici di piante Oxythyrea e Tropinota
Larve grandi (25-65 mm), fra radici di piante, humus o legno morto, a seconda della specie 5
5 Raster con due palidia ben distinti, ciascuno formato da 18-28 spinule (principalmente 22-24). Lunghezza fino a 45 mm Cetonia
Raster con due palidia ben distinti, generalmente formati ciascuno da meno di 22 spinule (normalmente 14-20, eccezionalmente fino a 26 nella rara P. fieberi). Lunghezza fino a 65 mm Protaetia e Aethiessa

Gli operatori meno esperti potrebbero avere difficoltà nel riconoscere le larve di osmoderma da quelle di altri due grandi scarabeoidei largamente diffusi in Europa nel legno morto: Oryctes (Scarabaeidae Dynastinae) e Lucanus (Lucanidae Lucaninae). A parte i caratteri microscopici riguardanti le antenne e l’apparato boccale, spesso difficili da vedere sul campo, la larva di Oryctes si distingue facilmente per l’ultimo segmento addominale che è diviso in due metà da uno strozzamento trasversale, in modo che l’addome sembra essere formato, in visione dorsale, da dieci segmenti distinti. Invece, la larva di Lucanus è immediatamente riconoscibile per i segueni caratteri: i terghi addominali non plicati, la fessura anale longitudinale (invece di essere trasversale come in Osmoderma e in altri Cetoniinae), gli spiracoli addominali grandi ma molto più stretti e allungati (see Bardiani et al. 2017), e gli organi stridulatori che consistono in una serie di dentini posti sul secondo e terzo paio di zampe (invece che sul lato ventrale delle mandibole e su quello dorsale delle mascelle come nei Cetoniinae).

Ciclo vitale, alimentazione e aspetti chimico-ecologici

L’uovo di Osmoderma appena deposto è globoso e bianco opaco, ma dopo 2–3 settimane diventa giallastro e raddoppia le sue dimensioni, raggiungendo il diametro di 4–5 mm. Ogni femmina depone 20–80 uova in una cavità di un albero, tra la parete interna e il rosume (accumulo di detriti legnosi), protetti da un rivestimento flessibile di pasta di legno. Le larve (in numero variabile da 12 a 18) nascono dopo 14–20 giorni e misurano appena sei millimetri. Tuttavia, crescono rapidamente, alimentandosi di legno morto e delle ife fungine che causano la decadenza del legno stesso. Le larve attraversano tre differenti stadi (L1, L2 e L3) in un tempo di sviluppo variabile da 2 a 4 anni e svernano nel primo o nel secono stadio, a seconda della data di oviposizione e delle condizioni microclimatiche locali (Tauzin 1994, Luce 1996, Schaffrath 2003a, Ranius et al. 2005). Studi condotti in laboratorio e sul campo da Pawłowski (1961) in Polonia mostrano che l’attività di alimentazione delle larve avviene quando la temperatura media giornaliera supera i 13°C, e che queste si sviluppano in tre o quattro anni. Complessivamente, le larve studiate erano attive solo per 30 settimane, poiché la durata dell’ibernazione e dello sviluppo è direttamente influenzata dalla temperatura del microhabitat sia nelle cavità degli alberi sia in laboratorio.

Osservazioni simili compiute in laboratorio e sul campo confermano i 3–4 anni di sviluppo anche in altri paesi dell’Europa centro-orientale con inverni lunghi e rigidi, precisamente in Russia, Germania e Lettonia (Nikitsky et al. 1996, Schaffrath 2003a, D. Telnov, in Ranius et al. 2005). Al contrario, in Italia, osservazioni inedite di M. Uliana (pers. comm. 2016) rivelano che gli esemplari tenuti in laboratorio a condizioni favorevoli di temperatura si sviluppano senza sospendere mai l’alimentazione. Secondo Dubois (2009) esiste una variabilità nel tempo di sviluppo delle larve nate dalla stessa ovatura: larve sorelle sono state allevate nelle stesse condizioni e hanno finito il loro sviluppo dopo due anni (nel caso di due maschi) o dopo tre anni (dieci maschi e una femmina). Tale variazione potrebbe essere geneticamente determinata e avere un ruolo nel minimizzare il tasso di fecondazione fra consanguinei stretti.

Alla fine della seconda o della terza estate, generalmente a settembre, quando la larva di terzo stadio ha raggiunto il suo pieno sviluppo (normalmente 75 mm di lunghezza), costruisce un bozzolo ovale cementando fra loro piccoli detriti legnosi con le proprie secrezioni salivari e fecali. All’interno di questo involucro protettivo, la larva si trasforma in pupa in primavera (normalmente a maggio) e poi in adulto (giugno) (Tauzin 1994). L’emergenza degli adulti avviene a luglio e all’inizio di agosto, quando molto individui mostrano un tegumento brillante indicando una metamorfosi recente.

Tauzin (1994b, 2005), che ha allevato O. eremita in laboratorio, ha osservato una durata di vita molto corta nei maschi dopo l’accoppiamento (10–20 giorni), mentre le femmine possono vivere per oltre 90 giorni. Tuttavia, alcuni maschi nutriti in cattività hanno raggiunto anch’essi 90 giorni di vita (Schaffrath 2003a). Uno studio sul campo condotto in Svezia ha mostrato che maschi e femmine hanno la stessa durata di vita, con un massimo di circa un mese (Ranius 2001). Sebbene gli adulti sembrino incapaci di sopravvivere in natura dopo l’arrivo dell’autunno, una femmina è stata trovata a gennaio nella foresta di Fontainebleau, in Francia (Tauzin 1994b). Tale osservazione suggerisce che, in condizioni favorevoli, le femmine possono vivere più a lungo dei maschi e talvolta ibernare sfruttando tale opportunità per aumentare il proprio successo riproduttivo, come evidenziato già per altre specie di coleotteri saproxilici, ad esempio il cerambicide Morimus asper (Rossi de Gasperis et al. 2016).

L’attività stagionale degli adulti è correlata a fattori climatici, altitudine, latitudine e tipo di habitat. In Svezia, gli adulti sono attivi da luglio a settembre, mentre nell’Europa centrale e meridionale ci sono diverse osservazioni in maggio-giugno e anche pochissime alla fine di aprile (Stegner 2002, Schaffrath 2003a, Ranius et al. 2005, Vignon 2014). In Francia, gli adulti sono attivi dalla fine di giugno alla fine di agosto, con picchi fra il 10 e il 15 luglio (Vignon 2014). In Italia, il periodo è principalmente dall’inizio di giugno a metà sgosto, con picchi a luglio (Carpaneto et al. 2010, Chiari et al. 2012, 2013a, 2013b, Giangregorio et al. 2015). In Valtellina (Lombardia, provincia di Sondrio), un periodo quasi identico a quello riportato per la Francia è stato osservato per diversi anni, con picchi di atttività nella seconda metà di luglio (P. Audisio, dati inediti). Possiamo concludere che le popolazioni di O. eremita, nell’intero areale della specie, mostrano una fenologia dalla fine di aprile a settembre, con variazioni locali che dipendono da differenti regimi di temperatura e piovosità, anche se la maggior parte delle osservazioni riguardano il periodo dall’inizio di luglio all’inizio di agosto.

Uno o due giorni dopo l’emergenza, i maschi di Osmoderma iniziano ad emettere un forte odore che può essere percepito dagli umani a diversi metri di distanza e che è stato assimilato al cuoio di Russia dagli entomologi francesi del XIX secolo (Latreille et al. 1825). Questo odore è associato a un feromone sessuale prodotto dai maschi che attrae le femmine e le induce a radunarsi nelle cavità occupate da maschi. Le analisi chimiche hanno identificato questo composto come (R)-(+)-γ-decalactone (Larsson et al. 2003, Svensson et al. 2003, 2004, Zauli et al. 2014). Ricerche ecologiche hanno mostrato che tale composto attrae anche le femmine di Elater ferrugineus Linnaeus, 1758, un grosso elateride le cui larve vivono nel legno morto e si nutrono delle forme larvali di altri insetti saproxilici, particolarmente quelle dei Cetoniinae, con una particolare preferenza per gli scarabei eremita. Infatti, le femmine dell’elateride usano i feromoni sessuali di osmoderma per deporre le proprie uova nelle cavità già abitate dalla preda ideale per la loro prole (Svensson et al. 2004, Larsson e Svensson 2009, 2011, Zauli et al. 2014, 2016c). Studi di campo, con raccolta di odori nelle cavità e analisi biochimiche su O. barnabita e O. cristinae, hanno mostrato che queste specie usano esattamente lo stesso feromone di O. eremita, mostrano una forte tendenza a conservare questo carattere sessuale all’interno del genere in Europa (Landvik et al. 2015, Zauli et al. 2016a). Inoltre, come suggerito da Svensson et al. (2009), il feromone maschile di Osmoderma può avere la funzione di segnale territoriale (invece di agire come un classico feromone sessuale usato per riconoscere l’identità specifica dei partner) e pertanto la pressione selettiva verso un cambiamento del segnale stesso può essere debole o assente. Dal punto di vista della conservazione, l’uso di (R)-(+)-γ-decalactone da un insieme di specie imparentate rende più facile il monitoraggio su larga scala degli scarabei eremita in Europa, poiché tale attività può essere svolta in tutti i paesi con lo stesso composto chimico.

Molti autori hanno parlato di forte somiglianza tra l’odore del feromone e quello di frutti fermentati (pesche, prugne, albicocche) di cui gli adulti sono stati visti nutrirsi. Il nome vernacolare francese “pique-prune” (= buca-prugne) (Vignon 2006) e quello tedesco “Aprikosenkäfer” (= coleottero delle albicocche) (Ranius et al. 2005) si riferiscono sicuramente a questo odore e alla credenza popolare che gli scarabei eremita amino nutrirsi di prugne, albicocche e altri frutti di Rosaceae. Tuttavia, l’attività di foraggiamento di questi coleotteri in natura è stata raramente osservata dagli entomologi. Ranius et al. (2005) hanno revisionato la scarsa informazione esistente in letteratura e hanno raccolto alcuni dati inediti su questo argomento. Tali dati riguardano alcuni ritrovamenti su perdite di resina dalle cortecce di latifoglie in Germania, Polonia, Estonia e Russia, e poche osservazioni in laboratorio dove alcuni esemplari sono stati alimentati con mele e banane (Schaffrath 2003b). Fra i dati inediti, riportati da vari autori e raccolti da Ranius et al. (2005), figurano anche osservazioni di campo su fiori, precisamente di Leucanthemum sp. e Viburnum sp. in Croazia, di Sambucus nigra in Spagna e di ombrellifere non identrificate in Germania, oltre che su prugne gialle mature (Prunus sp.) in Poland. Un’altra osservazione di campo è stata riportata da Chiari et al. (2013b) per l’Italia centrale (Lazio) e riguarda una femmina radio-telemetrata che si è spostata volando da un bosco di sughera e ha coperto una distanza di quasi 1500 m prima di atterrare in un oliveto e soffermarsi per più di un’ora (13:00-14:00) a nutrirsi di un’albicocca (Prunus armeniaca), ormai sfatta e caduta sulla forcella principale di un’albero. Dopo tutto, il nome popolare francese “pique-prune” e la somiglianza tra l’odore del feromone e quello delle prugna, non può essere dovuta interamente al caso: l’associazione fra questi coleotteri e i frutti di Prunus spp. dovrebbe essere studiata approfonditamente, anche per valutare le loro necessità energetiche per sopravvivere in aree protette.

Requisiti dell’habitat e uso dello spazio

L’habitat primario di Osmoderma era probabilmente costituito dalle foreste mature di latifoglie con abbondanza di alberi cavi e legno morto. In particolare, queste specie sembrano preferire aree in cui la volta arborea non è molto densa, a causa dell’età avanzata delle piante o per la presenza di spazi aperti in seguito alla caduta di alberi per vecchiaia o fulmini. Infatti, secondo molti dati di letteratura e dalla nostra lunga esperienza personale, le larve saproxilofaghe di osmoderma necessitano di alberi con cavità ampie e ricche di detriti legnosi. Tuttavia, più che essere strettamente forestali, gli osmoderma sembrano essere legati agli ecotoni, come i margini boschivi, le radure o le formazioni arboree rade, che si possono trovare in qualsiasi contesto in cui esistano vecchi alberi cavi, non solo nelle foreste mature ma anche nel paesaggio agricolo e urbano. Infatti, più che nei tronchi caduti (logs) o nei tronchi morti in piedi (snags), questi coleotteri si trovano negli alberi cavi ma ancora vivi e provvisti di chioma, che costituiscono per loro una risorsa duratura (Ranius e Nilsson 1997), fornendo un microhabitat caratterizzato da temperatura stabile, condizioni di umidità sufficienti e valori elevati di pH (Müller et al. 2014).

L’alterazione delle foreste naturali, causata dalla gestione commerciale, e la conseguente rarità degli alberi cavi hanno determinato la scomparsa degli scarabei eremita in molte foreste di latifoglie che oggi potrebbero apparire idonee. Al contrario, alcuni habitat artificiali ma ricchi di alberi vetusti e cavi, come nel caso di parchi urbani, pascoli alberati, vecchi frutteti e filari di alberi impiantati lungo canali o strade di campagna, hanno permesso la sopravvivenza degli scarabei eremita, anche se circondati da ambienti coltivati per loro inadatti (Vignon et al. 2004, Baratelli 2004, Dutto 2005, Ranius et al. 2005, Oleksa et al. 2007, Carpaneto et al. 2010, Giangregorio et al. 2015). Molte popolazioni di osmoderma in Francia vivono in castagneti da frutto e lungo siepi di delimitazione fra campi e pascoli, dove il numero di vecchi alberi cavi è maggiore di quello presente in foreste gestite localmente con tecniche di gestione produttiva del legname (Vignon e Orabi 2003, Vignon et al. 2004, Vignon 2006, 2008, 2015). Questi ambienti artificiali rappresentano quindi degli “habitat di sostituzione” per O. eremita in Francia e sono considerati molto importanti per la sua sopravvivenza in aree dove le foreste vetuste sono estremamente ridotte o assenti.

L’intervallo altitudinale degli osmoderma varia dal livello del mare (foresta sempreverde dominata da leccio, Quercus ilex, o da sughera, Q. suber) fino a circa 1400 m (foreste di faggio, Fagus sylvatica), attraverso tutte le fasce altitudinali intermedie, coperte da foreste decidue miste (Quercus spp., Acer spp., Fraxinus spp., Tilia spp., Ulmus spp., Carpinus spp., Salix spp., Populus spp., Betula spp., Alnus spp., Castanea sativa etc.) (Ranius et al. 2005). Tuttavia, un maschio adulto di O. eremita italicum è stato recentemente raccolto in Italia meridionale (massiccio del Monte Pollino, Calabria) a 2000 m su un faggio cavo (A. Mazzei, pers. comm. 2016). Le larve possono vivere nei tronchi di numerose latifoglie decidue (querce, faggi, aceri, frassini, tigli, olmi, carpini, salici, pioppi, betulle, ontani, castagni, meli, peri, prugni, ciliegi) e latifoglie sempreverdi (lecci e sughere), ma nessuna preferenza netta per ciascuna di queste essenze è stata suggerita dalla maggior parte degli osservatori (Schaffrath 2003a, 2003b, Tauzin 2005, Ranius et al. 2005, Chiari et al. 2014). Esistono anche alcune osservazioni isolate su conifere (Taxus, Pinus e Abies) che tuttavia necessitano di verifica.

Le larve degli osmoderma si trovano di solito in alberi cavi ma ancora vivi e in piedi, anche se sono state osservate in alberi morti, almeno fino a quando il legno marcescente è in grado di mantenere un idoneo grado di umidità (Rainus et al. 2005). Più raramente, le larve sono state osservate in tronchi d‘alberi abbattuti o in ceppaie ma ciò si verifica principalmente dopo un taglio recente. L’età degli alberi habitat adatti agli osmoderma dipende dalle caratteristiche del legno. Le specie che crescono rapidamente come i pioppi (Populus spp.) e i salici (Salix spp.) possono ospitare osmoderma anche quando hanno appena pochi decenni d’età (Schaffrath 2003a), mentre gli alberi da frutta idonei hanno di solito 80–100 anni (Stegner 2002). Secondo Ranius et al. (2005), in Svezia, gli alberi a lenta crescita come le querce sono idonei a 150–400 anni, mentre in Francia, gli alberi capitozzati della stessa specie, lo diventano già a 70–120 anni (Vignon e Orabi 2003). Di solito, se gli alberi adatti sono abbondanti e ricchi di legno morto, le popolazioni locali di osmoderma possono essere costituite da un elevato numero di individui, anche quando la superficie forestale è ridotta.

Nonostante l’opinione diffusa a sostegno dell’estrema polifagia degli osmoderma, studi approfonditi di larve nei detriti legnosi delle cavità hanno mostrato che questi insetti preferiscono determinate specie di alberi a livello locale. Le popolazioni più settentrionali (O. eremita in Svezia e O. barnabita in Finlandia) sfruttano principalmente gli enormi alberi di farnia (Quercus robur) che formano piccoli stand nel paesaggio agricolo nordico (Ranius et al. 2005, Landvik et al.). Attraverso l’esame di 192 alberi cavi in Finlandia, Landvik et al. (2015) hanno trovato segni di O. barnabita in 62 alberi (cioè nel 32% degli alberi esaminati): 67% di Q. robur, 21% di Tilia spp. e 6% di Alnus glutinosa. Oltre a queste specie di alberi principali, anche Acer platanoides, Sorbus aucuparia e Populus nigra figuravano nell’elenco delle piante ospiti ma con un solo record ciascuna. In Polonia, la distribuzione di osmoderma (probabilmente O. barnabita) non è risultata casuale rispetto alle specie di alberi presenti (Oleksa et al. 2007). Contrariamente alla credenza comune, gli osmoderma della Polonia non hanno mostrato una predilezione per le querce, evitavano Acer platanoides e Carpinus betulus e preferivano Tilia cordata e Alnus glutinosa. Inoltre, essi risultavano significativamente più abbondanti negli alberi di circa 450 cm di circonferenza, in cavità a circa 1,30 m di altezza, e non mostravano dipendenza dall’area del buco d’ingresso o dalla sua esposizione (Oleksa et al. 2007). Un’area di studio nell’Italia centrale (Chiari et al. 2012), dove gli autori hanno analizzato i detriti legnosi nelle cavità di 151 alberi appartenenti a otto specie di latifoglie, hanno rivelato che O. eremita era presente nel 22% degli alberi, tutti appartenenti a quattro specie: Ostrya carpinifolia (60%), Quercus suber (25%), Acer obtusatum (6.6%), e Quercus pubescens (1%). Il numero di larve e di resti è risultato più alto nelle cavità con più di 4 litri di detriti legnosi, dove questi erano relativamente asciutti e con bassa contaminazione da parte del suolo. La colonizzazione e il successo riproduttivo di habitat artificiali impiantati in natura, precisamente di cassette nido riempite di foglie morte e segatura, sono stati ottenuti in Svezia e Polonia (Jansson et al. 2009, Hilszczański et al. 2014, Carlsson et al. 2016).

Pur essendo in grado di volare, gli scarabei eremita, mostrano una bassa distanza di dispersione. In Svezia, O. eremita ha mostrato un tasso di dispersione limitato e distanze di dispersione minori di 200 m, mentre solo il 15% degli adulti abbandona l’albero natale (Ranius e Hedin 2001, Hedin e Ranius 2002, Ranius 2006, Hedin et al. 2008, Svensson et al. 2011). In Francia, Dubois e Vignon (2008) riportano il caso di un individuo che ha raggiunto 700 m di dispersione totale. I modelli di dispersione di O. eremita sono stati studiati in un bosco di sughera (Quercus suber) nell’Italia centrale tirrenica, la parte più meridionale della sua distribuzione, caratterizzata da un clima mediterraneo caldo e asciutto (Chiari et al. 2013b). L’attività di dispersione di 39 individui (16 maschi, 23 femmine) è stata seguita con un approccio radio-telemetrico per due anni e i risultati hanno mostrato che questi hanno trascorso la loro vita non solo negli alberi cavi ma anche in altri tipi di habitat, come sotto la superficie del suolo. I coleotteri erano più attivi all’inizio della stagione, ma l’81% dei maschi e il 69% delle femmine hanno continuato a disperdersi per tutta la loro vita. La distanza di dispersione calcolata nel corso della loro vita non è però differente tra i sessi: la distanza più lunga è stata percorsa da una femmina che ha viaggiato per 1500 m, mentre il 39 per cento degli individui che hanno compiuto dispersione ha raggiunto distanze superiori a 250 m. Il tasso di dispersione e la superficie attraversata sono maggiori di quelli riscontrati nell’Europa settentrionale e centrale. La densità della popolazione per albero è bassa, la maggior parte degli adulti abbandona l’albero natale e il tasso di predazione è risultato alto (almeno il 28%) (Chiari et al. 2013b).

Esperimenti per misurare la lunghezza del volo su individui legati con un filo a una bobina (tethered flight), sono stai condotti in laboratorio da Dubois et al. (2010). Questi esperimenti hanno rivelato una distanza massima di 1.454 m per un singolo volo e una distanza massima di 2.361m per il volo totale, dimostrando anche una maggiore capacità di volo nelle femmine rispetto ai maschi. Indagini sui fattori che possono influire sull’attività di volo, ad es. la temperatura, l’umidità o l’alimentazione a base di frutta fresca come fonte di energia (come le prugne, rare negli ecosistemi forestali). dovrebbero essere effettuati per valutare la potenziale capacità di volo della specie.

Poiché l’attività quotidiana degli osmoderma varia in funzione della luce, della temperatura e dell’umidità, questi animali sono stati indicati come attivi sia di giorno che di notte da diversi studi. In Svezia, durante un progetto di ricerca a lungo termine, gli adulti sono stati trovati attivi solo durante il giorno, con individui che volavano prevalentemente nel primo pomeriggio di giornate calde e soleggiate (Ranius et al. 2005). Al contrario, nei paesi dell’Europa centro-meridionale (Germania e Francia), sono stati osservati in attività all’alba (Stegner 2002, Schaffrath 2003a). Nell’Italia centrale, uno studio telemetrico ha dimostrato che gli osmoderma sono attivi sia di giorno che di notte, nell’arco delle 24 ore (Chiari et al. 2013b). In Valtellina (Italia settentrionale, circa 500 m s.l.m.) l’attività dei maschi al di fuori delle cavità è stata osservata per lo più dalle 14:00 alle 19:00, mentre individui in volo (sia maschi che femmine) sono stati visti nel primo pomeriggio di giornate calde e assolate di luglio e agosto, come in Svezia (P. Audisio, dati inediti). Tutti questi dati fenologici sembrano indicare che l’attività quotidiana può spostarsi verso le ore in cui gli osmoderma trovano le condizioni climatiche più favorevoli, ad es. preferendo le ore diurne in aree fresche e umide, e quelle notturne in aree calde e asciutte.

Minacce e misure di conservazione

Osmoderma eremita rappresenta una delle più importanti specie “bandiera” e “ombrello” per la protezione delle comunità locali saproxiliche (Ranius 2002a, 2002b, 2002c, Audisio et al. 2003, Carpaneto et al. 2015). Nel 1992, la specie è stata elencata come prioritaria negli allegati II e IV della Direttiva Habitat della UE (Luce 1996, 2001, Galante and Verdú 2000, Audisio et al. 2003, Ranius et al. 2005), quando le conoscenze sistematiche del gruppo erano ancora molto povere. Fino ad oggi, l’unica specie formalmente protetta dalla Direttiva Habitat è O. eremita, anche se la necessità di conservazione di tutti i taxa strettamente affini, derivati dalla sua suddivisione successiva, è stata espressa da diversi autori e viene fornita dalla Direttiva stessa (Audisio et al. 2008, 2009, 2014, Carpaneto et al. 2015).

Lo stato di conservazione e le minacce delle specie europee di Osmoderma sono stati valutati per la Lista Rossa IUCN: O. eremita (Nieto et al. 2010), O. cristinae (Nardi e Micó 2010), O. barnabita (Alexander et al. 2010). Una panoramica dei pareri espressi da diversi autori ha portato al riconoscimento delle seguenti minacce elencate in ordine di importanza:

1) numero decrescente di alberi cavi (alberi habitat) negli ecosistemi forestali a causa di una gestione commerciale inadatta alla conservazione della diversità biologica;

2) frammentazione delle foreste vetuste e mancanza di connessione tra gli alberi habitat;

3) abbattimento dei castagneti da frutto o loro trasformazione in boschi cedui;

4) trasformazione o abbattimento di antichi frutteti con vecchi alberi della famiglia Rosaceae (in particolare Prunus);

5) abbandono delle pratiche di capitozzamento su salici, pioppi, gelsi e altre specie nel paesaggio rurale;

6) rimozione di legno morto e vecchi alberi da foreste o da siepi alberate, come combustibile domestico;

7) aumento dell’uso di alberi secolari e del legno morto in generale come biomasse per la produzione di combustibili industriali;

8) la mancanza di entomologi coinvolti nella valutazione della gestione del rischio costituito da vecchi alberi nei parchi urbani e nelle strade per garantire nello stesso tempo la sicurezza umana e la conservazione della biodiversità;

9) possibile uso di feromoni da parte di commercianti di insetti per collezionisti.

Le ricerche a lungo termine condotte in Svezia, dove O. eremita vive in maniera aggregata in grandi querce cave, formando piccole popolazioni associate a piccoli gruppi di alberi, hanno concluso che esiste un rischio di estinzione notevole per molte di queste, in quanto si basano principalmente su uno o pochi alberi con grandi quantità di detriti legnosi e il 10% degli alberi cavi ospita due terzi degli individui (Ranius 2007, Ranius et al. 2009). Secondo Vignon (2015), molti castagneti da frutto in Francia non sono stati rinnovati dalla fine del XIX secolo e hanno subito la trasformazione in boschi cedui con polloni sottili, rappresentando gravi minacce per gli osmoderma: (1) perdita di un habitat idoneo, (2) barriere alla dispersione perché la specie non è in grado di volare bene in boschi cedui dal fogliame denso e (3) condizioni microclimatiche più fredde per una specie il cui sviluppo è favorito dal sole che riscalda gli alberi. Secondo Dubois and Vignon (2015), gli osmoderma sono danneggiati dai boschi con fogliame denso, soprattutto cedui, in quanto non sono in grado di evitare gli ostacoli in volo e cadono a terra, rischiando l’insuccesso riproduttivo. Infatti, in Francia, notevoli aggregazioni di osmoderma sono state osservate in frutteti, in particolare con alberi di mele e nelle parti più aperte del paesaggio agricolo dove preferivano querce capitozzate lungo le siepi divisorie dei campi anziché le foreste (Dubois et al. 2009). Secondo Oleksa et al. (2007), gli osmoderma non necessitano di foreste vetuste per sopravvivere e sembrano evitare le formazioni boschive con fogliame fitto. Boschi aperti o pascoli ricchi di vecchi alberi cavi, sembrano essere il tipo di habitat ottimale per questi scarabeidi, purché il rinnovamento degli alberi habitat sia garantito nel corso degli anni per bilanciare la morte per vecchiaia degli alberi veterani. Infatti, gli osmoderma occupano habitat antropici ogni qualvolta siano presenti alberi cavi adatti. Questi fatti e altri risultati suggeriscono che gli alberi veterani cavi situati in ecotoni come i margini forestali, le strade di campagna e i canali, potrebbero svolgere un ruolo cruciale come habitat di sostituzione delle foreste vetuste nella conservazione di questa specie, mentre i cambiamenti nella struttura tradizionale dei paesaggi agricoli (ad es. taglio di vecchi alberi nei pascoli o nelle siepi) potrebbe provocare una rapida estinzione della specie a livello locale. Ulteriori studi sono necessari per quantificare la presenza di osmoderma in diversi tipi di habitat per giudicare fino a che punto la specie sia favorita da certi habitat antropici o se tali ambienti svolgono solo un ruolo secondario. La protezione di osmoderma richiede la tutela di siti con una rete di alberi adatti nello spazio e nel tempo in cui esistano contemporaneamente foreste naturali disetanee e habitat rurali tradizionali e ogni strategia di conservazione deve pianificare l’equilibrio dei processi a lungo termine in cui si formano e scompaiono gli alberi cavi, in modo che questi siano sempre presenti. La gestione degli alberi per la conservazione degli organismi saproxilici dovrebbe tenere presente che la creazione di una nuova cavità può richiedere da diversi decenni a centinaia di anni negli alberi con legno più duro, come le querce e i faggi, ma questo processo è molto più veloce in legni più morbidi, come quello di tigli, ontani, pioppi o salici. Solo poche querce e faggi, più giovani di 150 anni, sviluppano grandi cavità adatte agli osmoderma (Nilsson et al. 2001), mentre tigli cavitati di appena 70 anni ospitavano questi coleotteri (Oleksa et al. 2007). La scarsa capacità di dispersione degli osmoderma e la loro preferenza per le foreste disetanee aperte sembrano essere le principali cause della sensibilità di questi animali alla gestione degli alberi e all’alterazione degli habitat (Ranius e Hedin 2001, Dubois 2009, Dubois et al. 2009). Cavità artificiali, ossia casse piene di detriti legnosi usate come microhabitat di sostituzione possono essere una strategia utile per riempire le lacune nel tempo e nello spazio e rendere un paesaggio frammentato più adatto per O. eremita (Jansson et al. 2009).

Revisione delle esperienze di monitoraggio nei paesi europei

Fino a oggi, diversi metodi sono stati utilizzati per studiare e monitorare le popolazioni di osmoderma, basati principalmente su: (1) ricerca o cattura degli adulti con trappole a caduta, trappole con feromoni o perlustrazione visiva (2) campionamento dei detriti legnosi accumulati nelle cavità degli alberi, alla ricerca di resti di adulti, escrementi e larve. Questi metodi sono spesso utilizzati in combinazione per ottenere una maggiore efficienza di campionamento. Nei paragrafi successivi viene presentata una panoramica dei metodi di monitoraggio utilizzati per i diversi Paesi europei per il genere Osmoderma.

Svezia

In questo paese, sono stati usati sia i metodi tradizionali, come le trappole a caduta e il campionamento dei detriti legnosi (wood mould sample) (Ranius e Nilsson 1997, Ranius 2000, 2001, Ranius e Jansson 2002) sia gli approcci più innovativi, basati su feromoni (pheromone traps) (Larsson et al. 2003, Svensson et al. 2003, Larsson e Svensson 2009).

Ranius e Nilsson (1997) hanno portanto avanti un campionamento di osmoderma nei detriti legnosi all’interno di grandi cavità, esplorando 135 alberi per tre anni. Ogni anno, il campionamento è stato effettuato nel mese di settembre. Da ogni cavità sono stati estratti da 2 a 8 litri di detriti legnosi e attentamente esaminati per cercare le larve, gli escrementi o i frammenti degli adulti. Per ottenere informazioni sulla consistenza della popolazione, Ranius (2000) ha suggerito l’uso di trappole a caduta con un foro di entrata abbastanza largo, interrate nei detriti legnosi presenti all’interno di cavità situate a <5m dal suolo e dove il detrito non fosse troppo lontano dal foro d’ingresso. Le trappole erano vasi vuoti con un diametro di almeno 7 cm, posizionati con l’apertura a livello della superficie del detrito. Le trappole venivano controllate ogni giorno o ogni due giorni e i coleotteri venivano cercati anche a vista nelle cavità e nei tronchi per aumentare la probabilità di individuare la specie (Ranius 2000, 2001). Ogni individuo è stato marcato sulle elitre con un ago di insetti usato come punta di un trapano di precisione. Il periodo di monitoraggio ottimale era dalla seconda o terza settimana di luglio fino alla fine di agosto (Ranius 2001). Inoltre, Ranius (2000) e Ranius e Jansson (2002) hanno suggerito di eseguire il campionamento nei detriti legnosi prima dell’indagine con le trappole a caduta, in modo da collocare queste ultime negli alberi in cui sono stati trovati i frammenti. Il rinvenimento dei frammenti è un indicatore preciso della presenza della specie, dal momento che esiste una forte correlazione tra la presenza di frammenti e quella di adulti vivi, larve e loro escrementi nelle cavità delle querce (Ranius e Nilsson 1997). Tuttavia, i suddetti metodi richiedono molto lavoro e tempo (Svensson et al. 2012) e possono essere applicati solo per alberi con determinate caratteristiche.

L’identificazione dell’odore di frutta, emesso dagli osmoderma, come il (R) - (+) - γ-decalactone e della sua funzione di feromone sessuale rilasciato dai maschi per attirare le femmine, ha permesso lo sviluppo di diversi metodi utili per il monitoraggio delle specie. Svensson et al. (2003) hanno utilizzato un metodo di campionamento dell’aria estratta dalla cavità degli alberi, utilizzando pompe a gas Micro Diaphram collegate a un filtro a carbone, seguito da analisi degli estratti con gascromatografia e spettrometria di massa. Tuttavia, il limite di questo metodo sta nel fatto che non rileva la presenza delle femmine e necessita di attrezzature costose (Svensson et al. 2003). Il metodo di campionamento dell’aria può comunque essere un utile complemento ad altri metodi quando si cerca di individuare il maggior numero di alberi che ospitano questi coleotteri.

Svensson e Larsson (2008) hanno testato per la prima volta delle trappole costruite appositamente, innescate con il feromone della specie. Hanno posizionato 12-20 repliche di trappole per tre anni. Le trappole sono state sospese a dei rami posti a 2-4 m di altezza e almeno a 10 m di distanza l’una dall’altra. Le trappole devono essere controllate ogni secondo giorno, dalla fine di giugno alla fine di agosto (Svensson and Larsson 2008). Le trappole con feromoni fuori dagli alberi e le trappole a caduta all’interno degli alberi facilitano il lavoro di marcaggio-ricattura dei coleotteri (Larsson e Svensson 2009, Svensson et al. 2011), la stima della popolazione e del tasso di dispersione della specie (Ranius 2001, Ranius e Hedin 2001, Hedin et al. 2008, Svensson et al. 2011).

Inoltre, nel 2016, un programma di monitoraggio nazionale è stato realizzato in 73 siti, dal 19 luglio al 1 agosto, utilizzando 198 trappole a feromoni e 114 trappole a caduta, controllate ogni tre giorni. Durante il campionamento sono stati rilevati rispettivamente 56 individui provenienti da 43 trappole a feromoni e 29 individui da 12 trappole a caduta (N. Janssons, pers. com.).

Finlandia

Nel 2012, per realizzare una valutazione significativa della distribuzione nazionale di O. barnabita, è stato progettato un piano basato su trappole a feromoni e implementato da volontari in diversi parchi urbani e in tutti i principali boschi di querce della Finlandia (Landvik et al. 2015). I volontari erano entomologi dilettanti e professionisti, contattati per via pubblicitaria; il protocollo e il set di campionamento (trappola, esca ecc.) sono stati forniti dal progetto. Il campionamento è stato effettuato dal 2012 al 2014 in 52 siti, durante l’attività di volo della specie da metà luglio a metà agosto, utilizzando 2-4 trappole per sito. Nonostante il massiccio sforzo di campionamento con più di 3.500 giorni/trappola, O. barnabita è stato rilevato soltanto nell’isola di Ruissalo (SW Finland). Per individuare gli alberi ospitanti la specie, il sito è stato suddiviso in quadrati di 250 × 250m e, in ogni quadrato, gli alberi cavi sono stati campionati analizzando i detriti legnosi per evidenziare tracce di coleotteri adulti, larve e loro escrementi (Landvik et al. 2015). Le tracce sono state rilevate in 62 alberi su 192 esaminati (32%) e l’ospite più preferito è risultato essere la farnia (Quercus robur), con ulteriori eventi in tigli (Tilia) e ontani (Alnus). I grandi alberi erano occupati più frequentemente di quelli più piccoli, con un’incidenza del 90% sulle querce più grandi.

Norvegia

In Norvegia, per tutto il XX secolo; non sono stati trovati esemplari vivi di O. eremita e la specie era ritenuta estinta a livello regionale (categoria “extinct?”) (Ranius et al. 2005, Kalas et al. 2006). Sorprendentemente, durante l’estate del 2008, la specie è stata rilevata nel cimitero di Tonsberg, nella contea di Vestfonl (Flaten and Fjellberg 2008). Il progetto di monitoraggio delle popolazioni di osmoderma è stato eseguito con metodi diversi. Nel luglio 2008, quattro adulti sono stati rilevati utilizzando indagini di perlustrazione visiva mentre 14 larve di terza fase e i loro escrementi sono stati rinvenuti con l’analisi dei detriti legnosi all’interno degli alberi cavi. Nel mese di Agosto 2009, telecamere collocate all’interno di alberi cavi sono state aggiunte ad altri metodi (Sverdrup-Thygeson et al. 2010), mentre nel 2010, il monitoraggio è stato effettuato utilizzando telecamere, trappole a feromoni e marcaggio-ricattura con piccolissime etichette adesive. Sverdrup-Thygeson et al. (2010) hanno raccomandato lo sviluppo di una strategia per la cura e la conservazione degli alberi veterani in cui attualmente vive l’unica popolazione esistente. Inoltre, hanno richiesto l’installamento di nuovi alberi ospiti per le generazioni future utilizzando alberi resi cavi artificialmente. Il monitoraggio è stato raccomandato a cadenza annuale per seguire le tendenze della popolazione, utilizzando sia la ricerca visiva degli adulti durante la stagione riproduttiva sia le fotocamere situate all’interno delle cavità (Sverdrup-Thygeson et al. 2010). Inoltre, il piano d’azione prevede alcune attività per familiarizzare i cittadini con la specie.

Polonia

Nonostante l’elevato numero di siti di presenza di osmoderma in Polonia (vedi Oleksa 2009) e gli studi effettuati (Oleksa e Gawronski 2006, Oleksa 2009, Oleksa et al. 2007, 2013, Byk et al. 2013, Hilszczanski et al. 2014), non è ancora stato proposto un protocollo nazionale di monitoraggio sulle popolazioni di questi scarabeidi. Oleska (2009) ha suggerito misure di conservazione incentrate non solo sugli alberi veterani in aree aperte, lungo strade o canali e nelle foreste antiche, ma anche su tutto il paesaggio abitato da popolazioni della specie in Polonia. Pertanto, un piano d’azione per la specie (localmente solo O. barnabita) dovrebbe includere tre fasi: (1) localizzazione delle aree di maggior presenza (core areas) utilizzando sia i dati sulla distribuzione della specie sia gli indicatori strutturali, come la presenza di alberi secolari; (2) una rigorosa protezione dei corridoi nei paesaggi frammentati (alberature stradali e lungo i canali), compresa la gestione per mantenere alcune aree aperte, ad es. mediante il pascolo o il taglio; (3) il ripristino di “tappe di passaggio” (stepping stones) fra le aree di maggior presenza, piantando alberi in luoghi dove la continuità dell’habitat è stata interrotta, nonché altre misure che migliorano la continuità di alberi cavi nello spazio e nel tempo, ad es. promuovendo la creazione di cavità attraverso il capitozzamento degli alberi o inoculazioni fungine.

Germania

Nella Germania meridionale, dove sono noti sia O. eremita che O. barnabita, il metodo di monitoraggio proposto è il campionamento dei detriti legnosi accumulati nelle cavità degli alberi, utilizzando il metodo “aspirapolvere” (Bußler and Müller 2008). Un tubo di aspirazione di un aspirapolvere (Nilfisk Backup Battery) è stato introdotto nella cavità, estraendo ogni volta un campione di 3,5 litri di detriti legnosi. Il campione è stato analizzato visivamente per cercare larve e loro escrementi e resti dei coleotteri adulti. Il campionamento è stato effettuato su 127 cavità durante il 2006 e il 2007, in otto aree Natura 2000 nella Baviera meridionale e settentrionale. I coleotteri sono stati rinventi in 39 cavità. In particolare, le larve sono state registrate in 11 alberi e i resti degli adulti in 30 campioni. Questo metodo consente di ottenere buoni risultati ma ha un impatto significativo sulla struttura del microhabitat e colpisce negativamente le comunità saproxiliche.

Francia

In Francia, sono stati eseguiti diversi progetti di monitoraggio per osmoderma utilizzando metodi diversi, usati sia separatamente sia in combinazione: campionamento di detriti legnosi in alberi cavi (Vignon e Orabi 2003, Vignon et al. 2004, Dubois et al. 2009); trappole a caduta e telemetria (Dubois e Vignon 2008); campionamento di detriti legnosi e trappole a caduta (Vignon 2008) e telemetria (Dubois e Vignon 2008, Vignon 2015, Le Gouar et al. 2015). In tutti i lavori, gli autori hanno suggerito la creazione di un inventario di alberi cavi idonei, georeferenziandoli e registrando le loro caratteristiche (vedi Ranius 2001). Il tasso di occupazione della specie è stato rilevato usando il metodo di campionamento dei detriti legnosi, cercando gli escrementi, le larve, i bozzoli e i resti degli adulti all’interno delle cavità. Questo metodo è stato principalmente applicato durante l’inverno (Dubois e Vignon 2008). Inoltre, gli autori hanno sempre suggerito la cattura di adulti con trappole a caduta infossate nei detriti legnosi delle cavità, una o due per ogni albero, controllate almeno ogni due giorni. Dubois e Vignon (2008) e Le Gouar (2015) hanno visitato le trappole una volta al giorno, per cinque giorni alla settimana, dall’inizio di luglio alla fine di agosto, quando ormai il numero totale di catture giornaliere scendeva al di sotto di una cattura al giorno (Le Gouar et al. 2015). Per stimare le dimensioni delle popolazioni, il metodo di cattura-marcaggio-ricattura è stato applicato contrassegnando gli individui con micro-scarificazioni sulle elitre operate da un trapano molto sottile, usando combinazioni di sei segni. Inoltre, gli adulti sono stati anche cercati con perlustrazione visiva sulla superficie dei detriti legnosi nelle cavità e sui tronchi durante il percorso per visitare le trappole. Nel recente lavoro pubblicato da Vignon (2015), sono riportati i risultati del monitoraggio a lungo termine condotto per 16 anni (1997-2013) nel Dipartimento di Sarthe nei castagneti da frutto e per 7 anni (2001-2008) nel dipartimento di Orne nella rete di siepi divisorie alberate. Le indagini sono state effettuate con trappole a caduta e radio-telemetria per 950 giorni da 14 persone che hanno catturato 612 individui adulti. Il risultato più rilevante è che gli adulti sono emersi dalla fine di giugno alla fine di agosto con un picco di emergenza tra il 10 e il 15 luglio; un secondo picco di emergenza è stato osservato tra il 25 e il 29 luglio.

Romania

In Romania, il monitoraggio di Osmoderma (localmente rappresentato solo da O. barnabita sensu Audisio et al. 2007, 2008) viene condotto attraverso una combinazione di metodi che riguardano sia la ricerca delle larve (in tutte le stagioni) sia quella degli adulti (fra luglio e agosto) (Iorgu et al. 2015). La presenza della specie viene stabilita campionando i detriti legnosi all’interno delle cavità ed esaminandoli su un foglio di plastica bianco di un metro quadrato alla ricerca di resti di adulti, larve e loro escrementi. L’area è stata standardizzata a circa un ettaro, ad esempio: georeferenziando e ispezionando gli alberi cavi adatti attraverso un transetto lungo 500 metri e largo 20 metri. Il tempo dedicato all’analisi dei detriti è stato fissato ad almeno due ore per due operatori che lavoravano insieme.

Austria

In Austria il protocollo di monitoraggio sulle popolazioni di osmoderma non è ancora stato proposto, sebbene O. eremita sia considerata da tempo una specie altamente minacciata e che potrebbe essere in via di estinzione a causa della perdita di habitat (Ranius et al. 2005). Nella parte nordorientale della Bassa Austria, dal 2008 al 2011, la presenza di O. eremita (s.l.) esaminando i detriti legnosi all’interno delle cavità degli alberi, cercando resti di adulti, larve e loro escrementi (Straka 2009, 2011). Questo metodo, applicato senza distruggere il microhabitat della specie, ha permesso di scoprire 15 nuovi siti di presenza, principalmente in aree di interesse storico, come i parchi dei castelli e i viali con antichi alberi capitozzati; solo una popolazione è stata trovata in un bosco di querce. La specie è stata rinvenuta in 49 alberi vetusti (anche 200 anni di età), generalmente tigli (Tilia cordata) e salici (Salix alba, Salix fragilis, S. × rubens); più raramente è stata trovata su pioppo nero (Populus nigra), farnia (Quercus robur) e melo (Malus domestica), con diametro da 45 a 260 cm. Le indagini sono state effettuate durante tutto l’anno.

Svizzera

Nel 2004, un piano di gestione dei vecchi alberi è stato condotto in aree urbane e periurbane (Juillerat and Vögeli 2006) con lo scopo di conservare a lungo termine e migliorare i siti adatti per la protezione dei coleotteri saproxilici, valutando misure idonee di gestione forestale. Il piano ha suggerito un monitoraggio combinato per ciascun albero di foreste relitte e aree urbane che fosse idoneo alla conservazione dei coleotteri saproxilici, accentuando l’importanza della partecipazione dei cittadini per favorire le conoscenze sulla distribuzione delle specie. Il monitoraggio di O. eremita è stato basato sulla ricerca di segnali di presenza nei detriti legnosi all’interno delle cavità degli alberi. I detriti sono stati esaminati accuratamente per individuare gli escrementi di larve > 7 mm, le larve stesse e resti degli adulti che potessero attestare la presenza recente della specie. Per trovare adulti vivi, il piano suggeriva sopralluoghi da luglio a ottobre (Juillrat and Vogeil 2006).

Slovenia

Il metodo di monitoraggio per O. eremita (s.l.) in Slovenia è stato pubblicato per la prima volta da Vrezec et al. (2014), basandosi sull’uso di trappole innescate da miscela racemica del feromone. Ciascuno dei siti selezionati è stato monitorato per due settimane, con differenti numeri di trappole, da 1 a 199, in base al numero di operatori coinvolti e alle caratteristiche ambientali locali. Comunque, i risultati hanno suggerito di usare 20 trappole per sito, da controllare una volta alla settimana. Il monitoraggio dovrebbe essere condotto nel mese di luglio che è considerato il periodo di maggiore attività degli adulti di questa specie in Slovenia (Vrezec 2008).

Italia

In Italia, Campanaro et al. (2011) hanno proposto il primo metodo per il monitoraggio di O. eremita basato su tecniche di cattura-marcaggio-ricattura. Gli autori hanno suggerito di catturare gli adulti con trappole a caduta (PT), bicchieri di plastica vuoti infossati fino all’orlo nei detriti delle cavità degli alberi, poiché queste erano risultate abbastanza efficienti e poco costose. Inoltre, suggerirono anche di impiegare delle trappole aeree, le black cross window traps (BCWT), formate da due pannelli neri incrociati fra loro e attaccati inferiormente a un imbuto che confluisce in una bottiglia. Quest’ultima, sospesa ai rami di un albero (preferibilmente cavo), deve essere innescata con miscela racemica di γ-decalattone. Essi suggerirono di evitare le trappole a intercettazione aerea (IAT) usate da altri autori, che consistevano in un pannello unico di plastica trasparente attaccato inferiormente a un imbuto confluente in una bottiglia (sempre innescata con feromone), perché questa era risultata meno efficiente nella cattura della specie. Infatti, gìù a partire dal 2009, Chiari et al. (2013a) avevano portando avanti un progetto di sperimentazione a lungo termine, confrontando quattro metodi di cattura per il monitoraggio di O. eremita nella Regione Lazio: BCWT, PT, IAT e VES (visual encounter surveys, cioè ricerca visiva degli adulti sui tronchi e nelle cavità degli alberi). Effettivamente, da questa sperimentazione, le PT apparivano come il miglior metodo per via della elevata probabilità di cattura, basso costo, breve tempo di allestimento e bassa sensibilità a danni accidentali (Chiari et al. 2013a). In seguito, Zauli et al. (2014) hanno usato le BCWT innescate a feromoni per monitorare due popolazioni della Regione Lazio, assai ridotte e con elevata probabilità di estinzione, ottenendo risultati positivi. Le BCWT, sempre innescate con γ-decalattone, sono risultate attrattive anche per O. cristinae, una specie endemica di Sicilia (Zauli et al. 2016a). Inoltre, sempre in Italia centrale, Chiari et al. (2012) hanno sperimentato il metodo del Wood Mould Sample (WMS) che consiste nella ricerca della specie (resti di adulti, larve e loro escrementi) nelle cavità degli alberi.

Per quanto riguarda la posizione delle trappole nelle aree di campionamento, Campanaro et al. (2011) proposero di disporre le PT e le BCWT lungo transetti lineari, ai nodi di una griglia (rispettivamente a distanza di 30 e 50 m fra loro) oppure in modo casuale. Chiari et al. (2013a) usò il modo casuale, disponendo le trappole su 116 alberi cavi, prima numerati e poi scelti a caso. Per quanto riguarda il periodo di campionamento, venne scelto quello corrispondente al picco di attività della specie in base alle conoscenze fenologiche del tempo, cioè fra la metà di giugno e la metà di agosto, considerando le differenze climatiche tra un’area planiziaria dell’Italia settentrionale (Campanaro et al. 2011) e un’area collinosa dell’Italia centrale (Chiari et al. 2013a). Campanaro et al. (2011) suggerirono anche di condurre sei sessioni di monitoraggio. Trizzino et al. (2013) e Bologna et al. (2016) riportarono i metodi proposti da Campanaro et al. (2011) e Chiari et al. (2013a).

Metodi

Tre metodi di monitoraggio per O. eremita sono stati selezionati all’inizio del progetto MIPP (per dettagli sul progetto vedi Mason et al. 2015 e Carpaneto et al. 2017) e poi testati per tre anni (dal 2014 al 2016) in due macroaree: le Foreste Casentinesi (in seguito: FC) e il Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise (in seguito: PA). Due di questi metodi (trappole con feromoni e trappole a caduta) vengono descritti e testati nel presente lavoro mentre il terzo (l’uso di un cane addestrato) viene discusso dettagliatamente da Mosconi et al. (2017).

Nella fase preparatoria sono stati selezionati i siti di campionamento e il periodo per il monitoraggio di O. eremita. Per prima cosa, è stata condotta un’analisi dei dati faunistici presenti in letteratura, seguita dall’analisi delle collezioni museologiche o private per avere un’idea chiara della presenza della specie e della sua fenologia nelle diverse località. Inoltre, sono stati condotti sopralluoghi preliminari nell’autunno-inverno 2013-2014 per selezionare i siti più idonei dove allestire le trappole negli anni successivi (considerando l’accessibilità, la presenza della specie, la struttura della foresta, ecc.), in entrambe le macroaree (FC e PA). Durante questi sopralloghi preliminari, tutti gli alberi potenzialmente idonei per la riproduzione della specie sono stati georeferenziati e descritti nelle loro caratteristiche.

Trappole a feromoni

Per quanto riguarda le trappole con feromoni, sono state utilizzate le black cross window traps (in seguito: BCWT), con la funzione di trappole aeree ad intercettazione innescate con feromoni specifici (Svensson and Larsson 2008, Chiari et al. 2013a). Queste trappole erano state costruite appositamente con due pannelli di plastica nera (altezza 25 cm, larghezza 30 cm, spessore 3 mm) incrociati fra loro e attaccati perpendicolarmente a un imbuto di plastica bianca (diametro esterno 30 cm, diametro del collo 4 cm) inserito in una bottiglia bianca di plastica di 0.5 litri (Figure 7A). Le trappole sono state agganciate a rami di alberi all’altezza di 2–4 m (Figure 7B).

Figure 7.

BCWT per la cattura di Osmoderma eremita. A foto d’insieme di trappola con serbatoio (provetta Eppendorf) che contiene il feromone B Posizionamento su un ramo C Inserzione dell’imbuto nella bottiglia con dettaglio del coleottero catturato (notare i quattro buchi praticati alla base per evitare che la bottiglia si riempia di acqua piovana) D Osmoderma eremita con doppia procedura di marcaggio sulle elitre: scarificazioni prodotte da un mini-trapano ed etichetta adesiva (foto di E. Capogna: A–B, F. Bernardini: C, S. Chiari: D).

I serbatoi per i feromoni erano costituiti da provette eppendorf di 1,5 ml riempite con 1200 μl di miscela racemica γ-decalattone (Sigma-Aldrich, USA, catalog no. W236004). Piccoli rulli di cotone per cure dentali (Celluron, Paul Hartmann, S.A., France) sono stati inseriti nelle provette per regolare la diffusione del feromone. Le provette sono state attaccate alle trappole con un uncino di metallo (Figure 7). Le trappole venivano controllate ogni due giorni per evitare la morte eventuale dei coleotteri all’interno delle bottiglie. Inoltre, alle bottiglie di pastica erano stati praticati diversi buchi alla base per evitare che tali contenitori si riempissero di acqua piovana facendo annegare gli esemplari (Figure 7C). Le trappole sono state georeferenziate con GPS (Garmin 60Csx) e poi dotati di un’etichetta adesiva contenente il codice della trappola e informazioni sul Progetto.

Trappole a caduta

Le trappole a caduta (pitfall traps, in seguito: PT)) sono state usate per catturare gli scarabei eremita che camminavano sulla superficie del rosume (wood mould) all’interno della cavità. Esse consistevano in bicchieri di plastica trasparenti (diametro dell’apertura 7 cm), infossati nel rosume fino all’orlo (per dettagli vedi Chiari et al. 2013b, Campanaro et al. 2011). Anche questi venivano georeferenziati, etichettati con il codice identificativo di ogni trappola e controllati ogni due giorni.

Metodo di Cattura–Marcaggio-Ricattura

Alla prima cattura, il sesso di ciascun esemplare veniva determinato in base ai caratteri morfologici del capo e del pronoto. Dopodiché, ciascun esemplare veniva marcato sulle elitre con un codice numerico secondo una doppia procedura (Figure 7D): 1) con delle scarificazioni prodotte da un minitrapano (Dremel Lithium Cordless 8000JE); 2) applicando una piccolissima etichetta numerata con una goccia di colla cianoacrilica (®Loctite, Super Attack Power Flex Gel; Henkel, Dusseldorf, Germany). Nessun individuo è stato danneggiato durante le procedure di marcaggio.

Disegno di campionamento

Nella macroarea FC, le trappole sono state allestite in due siti, Foresta della Lama (FL) e Camaldoli (CA), dominati rispettivamente da faggio e castagno. Nella macroarea PA, le trappole sono state messe in tre siti: Difesa di Pescasseroli (DP), Val Fondillo (VF) e la Riserva Naturale Feudo Intramonti e Colle di Licco (FI). I primi due siti erano dominati da faggete, il terzo da querceti (per altre informazioni sulle aree di studio, vedi Carpaneto et al. 2017, nel presente volume).

Nel 2014, il trappolamento è stato condotto soltanto nella macroarea PA (in due siti, DP e VF), nel mese di luglio (Tabella 1) usando 15 repliche di tre BCWT. Ciascuna replica veniva situata ad almeno 100 m l’una dall’altra e conteneva tre trappole: (i) una singola trappola innescata con due serbatoi (provette Eppendorf) contenenti ciascuno 600 μl di enantiomero-(R) (ii); una singola trappola innescata con un solo serbatoio contenente 1200 μl di miscela racemica, (iii) una trappola vuota (senza feromone) di controllo. All’interno di ciascuna replica, le trappole erano agganciate a rami d’albero all’altezza di 2–4 m e distanti almeno 10 m l’una dall’altra. Le trappole sono state controllate ogni due giorni per cinque sopralluoghi in totale. La posizione relativa delle trappole all’interno di ciascuna replica è stata cambiata ogni due giorni.

Disegno di campionamento seguito durante il Progetto MIPP. Riassunto del disegno sperimentale durante lo studio di Osmoderma eremita in tre anni (PA = Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise; FC = Foreste Casentinesi; VF = Val Fondillo; DP = Difesa di Pescasseroli; FI = Feudo Intramonti e Colle di Licco; FL = Foresta della Lama).

Macroarea Sito Metodo Periodo di studio Sopralluoghi
PA VF 45 BCWT - 21/07-31/07/2014 5
DP 45 BCWT - 21/07-31/07/2014 5
PA VF 10 BCWT 10 PT 15/07-28/08/2015 21
DP 10 BCWT 10 PT 15/07-28/08/2015 21
FI 10 BCWT 10 PT 15/07-28/08/2015 21
FC CA 10 BCWT 10 PT 15/07-18/08/2015 14
FL 10 BCWT 10 PT 15/07-18/08/2015 14
PA DP 10 BCWT 10 PT 18/07-12/08/2016 12
FC FL 10 BCWT 10 PT 18/07-12/08/2016 12

Gli esperimenti miravano a rispondere alle seguenti domande: (i) i siti prescelti sono idonei alla specie? (ii) qual’è la tecnica più efficiente di marcaggio per le popolazioni di O. eremita? (iii) l’efficacia del metodo viene influenzata dall’uso di 1200 μl in una o due provette? (iv) è il metodo idoneo per verificare la presenza della specie e stimare l’abbondanza relativa della popolazione?

Nel 2015, il tappolamento è stato condotto in entrambe le macro-aree: PA (in tre siti, DP, VF e FI) e FC (in due siti, FL e CA). Per ciascun sito sono state usate 10 BCWT e 10 PT. Le BCWT sono state posizionate su rami di alberi all’altezza di 2-4 m, e innescate con una provetta Eppendorf contenente 1200 μl di miscela racemica. Le PT sono state posizionate all’interno delle cavità degli alberi, scelti fra quelli idonei investigati nel 2014. La distanza fra BCWT e PT era almeno 100 m. Le trappole sono state controllate per verificare la cattura di individui ogni due giorni, per tre volte alla settimana (Tabella 1). Quattro covariate sono state scelte per ciascun sito, in 10 plot di 24 m di raggio (Area= 1808 m2) (Redolfi De Zan et al. 2014 a,b), intorno all’albero dove le BCWT erano state collocate: (1) numero di alberi (TN), (2) circonferenza media (MC), (3) numero di buchi (HN) e (4) numero di microhabitat (MA). Iniziando dagli alberi-habitat idonei per O. eremita, è stato registrato anche il numero di tutti gli alberi (vecchi e cavi) con una circonferenza maggiore o uguale a 157 cm. Per ciascun albero è stato registrato il numero di cavità e il numero di microhabitat. Seguendo Winter e Möller (2008) il tipo di microhabitat è stato usato come metodo con cui è possibile ottenere informazioni sulla struttura della foresta investigata, e di correlare la presenza dei microhabitat con quella delle specie saproxiliche. Fra i 20 tipi di microhabitat identificati nello schema di Winter e Möller (2008) solo quelli più idonei alla presenza di O. eremita sono stati presi in conto da MA04 a MA10 (vedi Winter e Möller 2008).

Questi esperimenti sul campo erano mirati per rispondere alle seguenti domande: (i) quale delle due trappole (BCWT e PT) è il miglior metodo per verificare la presenza di O. eremita? (ii) per marcare O. eremita, si può ritenere attendibile il metodo delle etichette numerate? (iii) quale è il limite minimo di abbondanza per poter applicare il metodo di marcaggio-ricattura? (iv) quale è il minimo sforzo di campionamento (in termini di numero di trappole e di sopralluoghi) per verificare la presenza della specie? (v) le variabili ambientali selezionate hanno una relazione con la presenza della specie?

Nel 2016, il trappolamento è stato condotto di nuovo in entrambe le macroaree: PA (nei due siti DP e VF) e in FC (nel solo sito FL). Per ciascun sito, sono state usate 10 BCWT e 10 PT. Le BCWT sono state collocate su rami all’altezza di 2-4 m e innescate con 1200 μl di miscela racemica, contenuta in un solo serbatoio. Le PT sono state collocate all’interno di cavità degli alberi, scelti fra quelli idonei investigati nel 2014. La distanza fra BCWT e PT era di almeno 100 m. Le trappole sono state controllate ogni due giorni, per tre volte alla settimana, in totale per 12 sopralluoghi (Tabella 1). Questi esperimenti miravano a rispondere alle seguenti domande: (i) quale è il miglior metodo per trovare individui di O. eremita? (ii) per marcare O. eremita, si può ritenere attendibile il metodo delle etichette numerate? (iii) quale è il numero minimo di individui per poter applicare il metodo di marcaggio-ricattura?

Analisi statistiche

Per il dataset del 2014, il test χ2 corretto da Yates è stato applicato per individuare differenze tra le catture di maschi e femmine. L’analisi è stata condotta con il programma R versione 3.2.5 (R Core Team, 2016), usando un livello di significatività di 0.05 per respingere l’ipotesi nulla.

La probabilità di occupancy su larga scala (ψ) è stata esplorata riunendo i ritrovamenti fatti con ciascun metodo di cattura e testando i modelli single species, single season, multi-method. In seguito, la stima della probabilità di ritrovamento (p^) è stata calcolata applicando i modelli suddetti separatamente a ciascun metodo di cattura (Nichols et al. 2008). La probabilità di ritrovamento è stata testata secondo quattro differenti modelli: indipendente dal tempo e dal metodo di ritrovamento (p), independente dal tempo ma dipendente dal metodo (ps), dipendente dal tempo ma indipendente dal metodo (pt), o dipendente sia dal tempo che dal metodo (ps+t). La probabilità di occupancy su piccola scala (θ) è stata esplorata sia come indipendente dal tempo (θ) sia come dipendente dal tempo (θt).

Per il dataset del 2015, il test χ2 corretto da Yates è stato applicato per individuare differenze fra i metodi di campionamento e il sesso. L’analisi è stata condotta come per il dataset del 2014.

I modelli single species, single season sono stati usati per stimare la probabilità di occupancy per sito (ψ), cioè la probabilità che un sito scelto a caso dell’area di studio sia occupato. Inoltre, gli stessi modelli sono stati usati per stimare la probabilità di ritrovamento (p), cioè quella di ritrovare la specie con il metodo di monitoraggio applicato (MacKenzie et al. 2006). Questi parametri sono stati considerati costanti (.) o variabili con il tempo (t) durante l’intervallo fra il primo e l’ultimo survey per ciascuna delle aree di studio. Lo sforzo di survey raccomandato per i protocolli di monitoraggio è stato calcolato applicando i consigli generali riportati da MacKenzie e Royle (2005). Per semplificare, è stato assunto che i valori di ψ e p sono costanti nello spazio e nel tempo per un protocollo standard in cui tutti i siti (s) sono visitati un numero uguale di volte (K) con il medesimo sforzo di campionamento. Infine, è stata assunta una situazione generale dove lo studio è progettato con una precisione oggettiva (errore standard del livello stimato di occupancy) di 0.10 per determinare quali valori di s e K sono i più efficienti per raggiungere l’obiettivo dello studio, dati i valori assunti di ψ e p. I valori assunti di ψ e p erano la media ottenuta dai quattro siti di studio dov e la specie è risultata più comune (DP, VF, FI, FL) e altri due siti dove la specie è risultata meno comune, entrambi dalla regione Lazio: Monte Soratte (F. Bernardini, tesi specialistica non pubblicata) e Forcella Buana (Chiari et al. 2013a).

Il modello di Craig per le popolazioni chiuse (Craig 1953) è stato usato per stimare l’abbondanza della popolazione in ciascuna delle aree di studio. Il modello di popolazione chiusa è stato usato a causa del basso numero di ricatture. Il coefficiente di variazione (CV) è stato calcolato come l’errore standard diviso per il numero stimato di individui e indicava il grado di precisione della stima. Le stime di grandezza della popolazione per ciascuna delle aree di studio sono state generate elaborando insieme i dati relativi ai maschi e alle femmine.

La relazione specie-habitat è stata analizzata elaborando insieme i dati di tutte le aree di studio. Un set di modelli a priori è stato definito con le covariate che variavano in modo da spiegare i pattern di occupancy delle trappole. Modelli con effetti singoli, additivi e moltiplicativi delle covariate dei siti (HN, MC, TN, MA) sono state ipotizzati.

I modelli di occupancy sono stati utilizzati per l’analisi dei dati del 2014-2015 e le stime di massima somiglianza (maximum-likelihood estimates) sono state ottenute usando il programma PRESENCE (Hines e MacKenzie 2004). La procedura di selezione dei modelli Akaike Information Criterion (AIC) è stata usata per ordinare i modelli; il valore medio dei pesi AIC (w) di modelli candidati (ΔAIC < 2) è stato usato per ottenere una percentuale pesata delle stime dei parametri individuali (Burnham e Anderson 2002).

Risultati

Nel 2014, sono state registrate 17 catture di 15 individui di O. eremita in VF e 8 catture di 8 individui in DP (Tabella 2). Le catture di femmine hanno superato quelle di maschi (χ21 = 6.76, P = 0.01). Soltanto un maschio e una femmina sono stati ricatturati, entrambi in VF e solo una volta.

Dataset di marcaggio-ricattura nel 2014. Dati complessivi sulle catture di O. eremita ottenuti nel 2014 nel Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise (VF = Val Fondillo; DP = Difesa di Pescasseroli).

Sito Sesso Marcati Captures
controllo Con un serbatoio Con due serbatoi
VF Maschio 4 0 3 2
Femmina 11 0 11 1
DP Maschio 1 0 1 0
Femmina 7 0 4 3

In entrambi i siti, la probabilà di occupancy su larga scala di O. eremita era alta ma considerevolmente incerta (VF ψ = 0.55, SE = 0.18; DP ψ = 0.80, SE = 0.57). La statistica di selezione dei modelli ha fornito prove certe che la probabilità di occupancy era principalmente influenzata dal metodo di campionamento (s) in entrambi i siti (VFws = 0.98; DPws = 0.96) (Tabella 3). Le trappole BCWT innescate con un solo serbatoio di 1200 μl di miscela racemica di γ-decalattone sono riusltate più efficienti di quelle innescate con due serbatoi di 600 μl e di quelle di controllo in entrambi i siti (Tabella 4).

Stima della probabilità di occupancy. Statistica di selezione dei modelli nello studio di O. eremita durante il 2014 nel Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise (VF = Val Fondillo; DP = Difesa di Pescasseroli).

Sito Modello K -2Log (L) ΔAIC w
VF ψ, θ, ps+t 9 61,54 0,00 0,55
ψ, θt, ps 9 62,05 0,51 0,43
DP ψ, θ, ps+t 9 42,99 0,00 0,52
ψ, θt, ps 9 43,48 0,49 0,41

Stima della probabilità di rinvenimento durante il monitoraggio del 2014. Le stime della probabilità di rinvenimento di Osmoderma eremita (p^) e gli errori standard associati (fra parentesi) vengono presentati per i modelli plausibili (ΔAIC < 2) (w = peso di Akaikeper ciascun modello), durante il 2014 nel Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise (VF = Val Fondillo; DP = Difesa di Pescasseroli).

Sito Modelli w p^ controllo (ES) p^ 1 serb. (SE) p^ 2 serb. (ES)
VF ψ, θt, ps+t 0.55 0.00* (0.00) 0.34* (0.16) 0.10* (0.08)
ψ, θt, ps 0.43 0.00 (0.00) 0.67 (0.27) 0.20 (0.13)
DP ψ, θt, ps+t 0.52 0.00* (0.00) 0.21* (0.14) 0.07* (0.07)
ψ, θt, ps 0.41 0.00 (0.00) 0.50 (0.35) 0.17 (0.15)

Nel 2015, sono state registrati in tutto 116 eventi di cattura con BCWT, per un totale di 105 individui (Tabella 5). Nessun evento di cattura è stato effettuato con PT. Le femmine sono sono state catturate in numero significativamente maggiore dei maschi Females (χ2 corretto da Yates = 63.43, df = 1, P < 0.01). Gli individui sono stati catturati in tutte le aree di studio tra il 14 luglio e il 28 agosto (Figure 8).

Dataset di marcaggio-ricattura durante il 2015. Dati marcaggio-ricattura ottenuti durante lo studio di Osmoderma eremita in Italia con differenti metodi di cattura nel 2015 nelle due macroaree PA e FC (BCWT = Black Cross Windows Traps; PT = Pitfall Traps; PA = Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise; FC = Foreste Casentinesi; VF = Val Fondillo; DP = Difesa di Pescasseroli; FI = Feudo Intramonti e Colle di Licco; CA = Camaldoli; FL = Foresta della Lama).

Sito BCWT PT
Individui marcati (♀/♂) Eventi di ricattura (♀/♂) Individui marcati (♀/♂) Eventi di ricattura (♀/♂)
VF 31/3 2/0 0/0 0/0
DP 37/5 6/0 0/0 0/0
FI 12/1 4/0 0/0 0/0
CA 2/0 0/0 0/0 0/0
FL 8/2 3/0 0/0 0/0
Figure 8.

Intervallo temporale di cattura nel 2015. Eventi di cattura di O. eremita nel 2015 in quattro siti di studio (linea grigia = Foresta della Lama; linea nera = Feudo Intramonti e Colle di Licco; linea nera tratteggiata = Val Fondillo; linea nera punteggiata = Difesa di Pescasseroli).

Il valore medio fra macroaree è stato 0.98 (ES = 0.03) per ψ e 0.10 (ES = 0.04) per p (Tabella 6). Scegliendo un errore standard di 0.10 per un livello stimato di occupancy, il metodo più efficiente consiste nell’uso di 30 BCWT, ciascuna controllata 23 volte (numero totale di sopralluoghi: 690). Fra i coleotteri marcati, nessuno ha perso l’adesivo numerato a colori.

Stime di Occupancy e probabilità di rinvenimento di Osmoderma eremita nel 2015. Occupancy (ψ), probabilità di rinvenimento (p) ed errori standard associati (fra parentesi), forniti per modelli plausibili (ΔAIC <2). I dati sono stati ottenuti dal monitoraggio del 2015 nelle due macroaree PA e FC (PA = Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise; FC = Foreste Casentinesi; VF = Val Fondillo; DP = Difesa di Pescasseroli; FI = Feudo Intramonti e Colle di Licco; FL = Foresta della Lama).

Sito Modelli K -2Log (L) ΔAIC w ψ ES p ES
VF ψ(.), p (.) 2 167,93 0,00 1,.00 0,93 0,10 0,15 0,03
DP ψ(.), p (.) 2 150,84 0,00 1,00 1,00 0,00 0,09 0,07
FICL ψ(.), p (.) 2 108,07 0,00 0,99 1,00 0,00 0,07 0,02
FL ψ(.), p (.) 2 94,95 0,00 1,00 1,00 0,00 0,09 0,02

La popolazione più abbondante è stata quella di VF 304±104 (C.V. 0.34), la meno abbondante quella di FL 22±5 (C.V. 0.23) (Tabella 7).

Stima delle popolazioni. Stime delle popolazioni di Osmoderma eremita ottenute dal monitoraggio del 2015 nelle due macroaree PA e FC (PA = Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise; FC = Foreste Casentinesi; VF = Val Fondillo; DP = Difesa di Pescasseroli; FI = Feudo Intramonti e Colle di Licco; FL = Foresta della Lama).

Sito Stima della popolazione ±95 % intervallo di confidenza Coefficiente di variazione
VF 304 104 0,34
DP 173 45 0,26
FI 22 5 0,23
FL 19 2 0,10

I valori di occupancy delle trappole sono stati favorite dall’effetto addtivo del numero dei buchi (wHN = 0.72) e di microhabitat (wMA = 0.38) (Tabella 8). Aumentando HN e MT aumentava anche il valore di occupancy delle trappole (Figure 9).

Dataset delle variabili ambientali. Caratteristiche ambientali (ΔAIC <2) che influenzano la presenza di Osmoderma eremita nelle BCWT. I dati sono stati ottenuti nel 2015 nelle due macroaree PA e FC (PA = Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise; FC = Parco Nazionale delle Foreste Casentinesi).

Modelli K -2Log (L) ΔAIC w
ψ(HN), p (t) 18 492,66 0,.00 0,50
ψ(HN+MA), p (t) 19 492,29 1,63 0,22
Figure 9.

Dati di occupancy per BCWT. Occupancy di O. eremita nel 2015 in relazione al numero di buchi (cerchi grigi vuoti) e quantità di microhabitat (punti neri). Le barre verticali indicano l’errore standard.

Nel 2016 sono state effettuate in tutto 32 catture di 31 individui e 11 catture di 10 individui di O. eremita, tutte dalle BCWT nelle macroaree PA e FC rispettivamente (Tabella 9). Nessun evento di cattura è stato effettuato dalle PT. Solo due femmine sono state ricatturate, una in DP e l’altra in FL.

Dataset di marcaggio-ricattura nel 2016. Dati di marcaggio-ricattura ottenuti dalla studio di Osmoderma eremita in Italia con differenti metodi di cattura nel 2016 nelle due macroaree PA e FC (BCWT = Black Cross Windows Traps; PT = Pitfall Traps; PA = Parco Nazionale d’Abruzzo Lazio e Molise; FC = Parco Nazionale delle Foreste Casentinesi; DP = Difesa di Pescasseroli; FL = Foresta della Lama).

Macroarea/ Sito BCWT PT
Individui marcati (♀/♂) Eventi di ricattura (♀/♂) Individui marcati (♀/♂) Eventi di ricattura (♀/♂)
PAS / DP 22/9 1/0 0/0 0/0
FC / FL 5/5 1/0 0/0 0/0

Discussione

Il metodo standard per il monitoraggio di Osmoderma eremita

Il confronto dei risultati ottenuti da tutti i metodi ci ha permesso di selezionare il miglior metodo standardizzato per il monitoraggio di O. eremita. L’analisi del numero totale di individui catturati con i due tipi di trappole durante i campionamenti del 2015 e 2016 nelle due macroaree (FC e PA) ha mostrato che solo le BCWT hanno catturato i coleotteri. L’uso delle PT ha dato zero catture, nonostante che questo metodo fosse stato usato con successo in differenti contesti ambientali, come in Svezia e in Francia (Ranius 2000, 2001, 2007, Vignon 2015), prima dell’identificazione del feromone sessuale di O. eremita e dell’attuale uso consolidato di quest’ultimo come esca nelle BCWT (Larsson et al. 2003, Larsson e Svensson 2009, 2011). Negli ultimi anni, molti autori hanno scelto l’uso combinato di BCWT e PT, perché il primo metodo consente di catturare un maggior numero di individui (con un’alta prevalenza di femmine) mentre il secondo permette di catturare un più alto numero di maschi (Ranius 2001, Ranius e Hedin 2001, Svensson et al. 2011, Chiari et al. 2013a). Ricerche pregresse nell’Italia centrale (Chiari et al. 2013a) hanno riportato che le PT possono essere considerate un metodo valido ed economico ma richiedente un notevole sforzo di campo e molto tempo per istallare e controllare le trappole. Infatti, le PT sono state usate con successo in Italia quando veniva impiegato un numero molto elevato di trappole: Chiari et al. (2013a) hanno collocato 116 PT controllandole ogni due giorni dalla metà di giugno alla prima settimana di Agosto 2009, ottenendo 19 individui. Questo basso numero di individui, nonostante l’elevato sforzo di campo, e il valore zero ottenuto dal campionamento MIPP (presente lavoro) sono probabilmente dovuti alla bassa densità delle popolazioni italiane nella parte meridionale dell’areale della specie, in parte dovuto al ridotto volume degli alberi cavi (associato alla giovane età degli alberi stessi). In Svezia, dove le condizioni dell’habitat sono molto favorevoli per la specie (estati meno calde e alberi più vecchi con cavità più grandi ricche di rosume), il numero di scarabei eremita raccolti dalle PT è usualmente più elevato (Ranius et al. 2005).

I risultati finora ottenuti suggeriscono che, per portare avanti il monitoraggio di una popolazione meridionale di scarabeo eremita (almeno nella catena appenninica), un numero di 30 BCWT controllate ogni due giorni per otto settimane (dall’inizio di luglio alla fine di agosto) è il metodo più efficiente; le trappole possono essere piazzate anche su alberi senza cavità grazie alla forte attrazione esercitata dal feromone sulla specie. Il periodo di attività può variare con l’altitudine e la latitudine, oltre che con le variazioni meteorologiche stagionali, e quindi il periodo di campionamento potrebbe essere più corto dove si ha una buona conoscenza del ciclo biologico della specie a livello locale (Figure 8). Se non sono disponibili informazioni sul periodo di attività dell’adulto a livello locale, dovrebbe essere condotto uno studio preliminare per ottenere tali informazioni nell’anno precedente. Le trappole BCWT hanno mostrato differenze nella cattura dei sessi, con un bias significativo verso le femmine (Tabelle 2, 5, 9). Tale forte attrazione prodotta dal feromone maschile sulle femmine potrebbe produrre un effetto di disturbo sull’attività riproduttiva e sul comportamento sessuale, con il rischio di ridurre il tasso di natalità della popolazione locale. Per questo motivo, misure cautelative dovrebbero essere prese anche se le relazioni causa ed effetto fra il disturbo da feromone e la densità di popolazione dello scarabeo eremita non sono ancora dimostrate scientificamente. Il nostro consiglio è di condurre non più di un anno di monitoraggio con BCWT ogni tre anni (un anno di campionamento separato da almeno due anni senza campionamento).

Un elevato numero di PT (almeno 150) piazzate in cavità arboree (una trappola per albero) può essere utilizzato come metodo alternativo alle BCWT. Infatti, questo metodo è più economico e meno invasivo perché non disturba le attività riproduttive con i feromoni, ma può essere usato solo in aree dove: 1) le cavità degli alberi sono abbondanti, voluminose e con quantità sufficiente di rosume per inserirvi le trappole; 2) gli operatori siano in numero sufficiente per assicurare il controllo di così tante trappole ogni due giorni.

Secondo N. Jansson (pers. comm.), il fondo delle trappole (sia BCWT sia PT) dovrebbe essere rivestito di muschio umido per ridurre la temperatura, l’aridità, lo stress e il consumo di energia per l’insetto catturato. Purtroppo il rinvenimento di muschio durante le sempre più torride estati mediterranee non è sempre possibile.

Protocollo, materiale ed equipaggiamento

La prima fase di preparazione del monitoraggio consiste nella scelta di un’area idonea e abitata da O. eremita. Idealmente, un’area dovrebbe essere esplorata dettagliatamente, mappando gli alberi cavi con GPS, scattando fotografie e descrivendo le caratteristiche dei singoli alberi (ad es., specie, dimensioni, DBH, numero di cavità, ecc.). Queste informazioni raccolte sul campo saranno poi utili per collocare le trappole. Per dettagli e materiali necessari per la costruzione delle BCWT vedi il capitolo Metodi e il Suppl. material 1. Le trappole devono essere istallate almeno una settimana prima dell’inizio del campionamento, senza feromoni e prive del relativo serbatoio di plastica. Le BCWT possono essere posizionate a caso in un bosco o lungo un transetto (per esempio, lungo alberature stradali, filari di alberi capitozzati ai margini di fiumi o canali, ecc.), oppure secondo griglie (per esempio, 5 file con 6 trappole ciascuna; grandezza della griglia pari a circa 500 m di lunghezza e 600 m di larghezza), ad almeno 100 m di distanza fra di loro. Ogni trappola deve essere georeferenziata e provvista di un’etichetta identificativa. Il monitoraggio può essere portato avanti da due operatori che controllano le trappole ogni due giorni per otto settimane, da luglio a settembre. I surveys possono essere condotti in due differenti modi:

Tre volte alla settimana (Lunedì, Mercoledì e Venerdì), le trappole possono essere attivate il giorno prima di iniziare il controllo, di Domenica, e disattivate dopo il terzo controllo settimanale, di Venerdì. La BCWT è attivata quando la bottiglia di plastica viene connessa al cannello dell’imbuto e contemporaneamente la provetta eppendorf con il feromone viene agganciata al pannello; al contrario, è disattivata quando la bottiglia viene staccata dall’imbuto e l’eppendorf viene rimossa dal pannello. Attivazione e disattivazione delle trappole sono cruciali per evitare la morte degli individui.

Ogni due giorni, in modo continuo e senza nessuna tregua; le trappole possono essere attivate il giorno prima di iniziare il controllo e mai disattivate fino alla fine del campionamento.

Le provette di plastica eppendorf (capacità 1.5 ml) caricate con 1200 μl di miscela racemica di γ-decalattone, possono essere preparate prima di iniziare il campionamento, preservandole in congelatore. Il consiglio è di cambiare le provette con feromone una volta alla settimana.

Il protocollo richiede la presenza di due operatori che devono riempire la scheda di campo di ciascun survey con data, condizioni meteorologiche (anche pioggia e nuvolosità) e l’orario di inizio (vedi Suppl. material 2). Subito dopo, gli operatori controllano le trappole e chiudono con un tappo integro la bottiglia contenente gli insetti eventualmente catturati per evitare fughe. Quando il controllo di tutte le BCWT è stato completato, il numero di individui raccolti viene registrato sulla scheda di campo, specificando il numero di maschi e femmine per ciascuna trappola (vedi Suppl. material 2). I coleotteri vengono rilasciati nello stesso albero in cui sono stati catturati. Alla fine di ciascun survey, gli operatori registrano le condizioni meteorologiche (anche pioggia e nuvolosità) e l’ora di fine campionamento (vedi Suppl. material 2).

L’equipaggiamento richiesto è: GPS, clipboard, scheda di campo, matita, orologio, provette di plastica eppendorf contenenti feromone, piccoli rulli di cotone per cure dentali, pinzette, fotocamera, bottiglie di riserva con tappi.

Limiti, validità spaziale e possibili interferenze

Osmoderma eremita è una specie con basso tasso di dispersione. Infatti, la maggioranza degli individui si muove soltanto per poche centinaia di metri (da 100 a 250 m), anche se alcuni hanno mostrato un tasso di dispersione di circa 2000 m, come riportato da Chiari et al. (2013). Il tasso di dispersion sembra variare con la latitudine dall’Europa meridionale a quella settentrionale, in relazione con le temperature medie e le caratteristiche dell’habitat (Larsson e Svensson 2009, 2011, Ranius et al. 2011, Chiari et al. 2013b). Ciò significa che la validità spaziale del metodo deve essere valutata in relazione al tasso di dispersione locale per le differenti popolazioni.

Il maggiore rischio di insuccesso nell’uso delle BCWT è collegato alle condizioni meteorologiche avverse; infatti, nel caso di pioggie intense, la bottiglia di plastica può riempirsi di acqua nonostante la presenza dei buchi di drenaggio fatti alla sua base, causando la morte degli individui intrappolati. In caso di piogge intense, è raccomandato di aumentare la frequenza dei controlli, verificando giornalmente la presenza di individui nelle trappole e svuotando la camera di cattura da eventuale materiale vegetale che può otturare i buchi (ad esempio, foglie) e causare il riempimento d’acqua della bottiglia.

O. eremita è una specie rara e difficile da trovare, quindi molto ricercata da commercianti di insetti. Pertanto, gli esemplari intrappolati nelle BCWT possono rappresentare una facile preda per tali persone. Quindi, per ridurre il rischio di prelievi non autorizzati, raccomandiamo di istallare le trappole su rami alti in modo che siano meno visibili e più difficilmente raggiungibili.

Conteggi, quantificazione e condivisione dei dati

Per identificare il trend di una popolazione di O. eremita a livello locale nel corso degli anni, può essere calcolato un valore di riferimento come segue:

1) Per ciascun survey, sommare il numero totale di individui (maschi + femmine) catturati da tutte le 30 BCWT.

2) Calculare il valore medio del numero di individui da tutti i surveys, escludendo comunque il survey con il numero più basso. La rimozione del numero più basso, come proposto per altre specie di insetti (FLA 2014, Hardersen and Toni 2015), permette di eliminare eventuali valori estremi dovuti a condizioni meteorologiche avverse (ad es. bassa temperatura e/o piovosità) o ad altri fattori che possono influenzare l’attività degli individui e aumentare l’eterogeneità dei dati.

La Tabella 10 riporta un esempio di calcolo del valore medio ottenuto per identificare il trend di una popolazione. Questo valore permette di comparare raccolte di dati a lungo termine dalla stessa località e seguire le fluttuazioni della popolazione.

Tabella 10.Download as CSV 

Esempio di calcolo del valore medio di coleotteri catturati. Subset di trappole e surveys usati per calcolare il valore di riferimento del trend della popolazione di O. eremita in un sito (BCWT: Black Cross Window Trap).

BCWT 1 BCWT 2 BCWT 3 BCWT 4 BCWT 5 BCWT 6 BCWT 7 Total
Survey 1 1 2 4 3 2 3 1 16
Survey 2 3 6 5 5 6 3 3 31
Survey 3 3 5 7 7 7 4 5 38
Survey 4 2 4 3 2 2 0 0 13
Survey 5 4 7 8 5 3 5 4 36
Valore medio per i quattro conteggi con la media totale più alta 30,25

Bibliografia

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Linee guida per il monitoraggio di Cerambyx cerdo

Introduzione

Il cerambice della quercia, Cerambyx cerdo Linnaeus, 1758 (Coleoptera: Cerambycidae), è un coleottero cerambicide che generalmente vive in foreste con alberi parzialmente morti ed esposti al sole. È presente negli allegati II e IV della Direttiva Habitat (Direttiva 92/43/CEE del 21 maggio 1992, relativa alla conservazione degli habitat naturali, della fauna e della flora selvatiche). La Direttiva Habitat prevede che gli Stati membri dell’Unione Europea preparino, ogni sei anni, una relazione sullo stato di conservazione delle specie minacciate elencate negli allegati. Per far fronte a questo obbligo, nell’ambito progetto LIFE MIPP “Monitoraggio degli insetti con la partecipazione del pubblico” (LIFE11 NAT/IT/000252) (di seguito MIPP) sono state condotte attività sperimentali sul campo, con la finalità di sviluppare metodi di monitoraggio standardizzati per cinque specie protette di coleotteri saproxilici: Osmoderma eremita (scarabeo eremita, Scarabeidae), Lucanus cervus (cervo volante, Lucanidae), Rosalia alpina (rosalia alpina, Cerambycidae), Morimus asper/funereus (morimo, Cerambycidae) e Cerambyx cerdo (cerambice della quercia, Cerambycidae). Il presente contributo, dedicato a C. cerdo, fa parte di un volume speciale sul monitoraggio di coleotteri saproxilici protetti in Europa. Il contributo inizia con un’ampia trattazione delle conoscenze attuali sulla sistematica, la distribuzione, l’ecologia, l’etologia e la conservazione di questa specie. La revisione è quindi seguita da una dettagliata descrizione del lavoro di campo effettuato durante il progetto MIPP e si conclude con la descrizione del metodo di monitoraggio proposto.

Sistematica e distribuzione

Il genere Cerambyx comprende 13 specie nella regione Paleartica, delle quali almeno 7 sono presenti in Europa (Müller 1950, Švácha e Danilevsky 1987, Bense 1995, Özdikmen e Turgut 2009).

Cerambyx cerdo (Linnaeus, 1758), C. scopolii Fuesslins, 1775, C. miles Bonelli, 1823 e C. welensii (Küster, 1846) sono più o meno ampiamente distribuite in Europa, anche se gli ultimi due taxa sono principalmente limitati ai paesi più meridionali, mentre C. nodulosus Germar, 1817, C. dux (Faldermann, 1837) e C. carinatus Küster, 1846 si trovano esclusivamente in Europa orientale, in particolare nell’area balcanico-mediterranea (Bense 1995).

C. cerdo è presente in Europa, Caucaso e in Medio Oriente fino all’Iran settentrionale. La specie è presente in quasi tutta Europa (a Nord fino alla Svezia meridionale e Gran Bretagna, a est dalla Bielorussia, Ucraina, Moldavia fino alla Crimea), ma risulta più comune nella regione mediterranea (Sama 1988). In Italia, C. cerdo è segnalato in tutte le regioni, isole tirreniche comprese (Sama 1988, 2002) ma mancano dati relativi alla Valle d’Aosta. In molte zone C. cerdo vive in simpatria con l’affine C. welensii, come nella Spagna meridionale (Torres-Vila et al. 2012, 2013) e nell’area di studio MIPP Bosco della Fontana. C. welensii (spesso citato come sinonimo di C. velutinus Alfieri, 1916) è diffuso nell’Europa meridionale, arrivando a est fino all’Ucraina e Iran. La specie C. cerdo è suddivisa in diverse sottospecie: C. cerdo pfisteri (Stierl, 1864), C. c. acuminatus Motsch, 1852, C. c. mirbecki Lucas, 1849 e C. cerdo iranicus Heyrovský, 1951 (Müller 1950, Villiers 1978, Sama 1988, Özdikmen e Turgut 2009). Tuttavia, la validità della maggior parte di queste sottospecie è stata messa in dubbio da Sama (2002).

Morfologia

Gli esemplari adulti di C. cerdo sono lunghi da 17 a 56 mm (escluse le antenne) e larghi 8–14 mm, presentano una colorazione del corpo nerastra con elitre bruno-rossastre nella porzione distale. Il capo è dotato di forti mandibole ed è trasversalmente rugoso sul lato superiore (vertice). Le antenne sono lunghe, come nella maggior parte dei Cerambicidi: nelle femmine le antenne sono lunghe quanto il corpo (ultimi segmenti antennali raggiungono la parte distale delle elitre), mentre nei maschi sono molto più lunghe del corpo (gli ultimi 3 o 4 segmenti antennali superano il margine distale delle elitre). Nei maschi, l’ultimo segmento delle antenne è molto più lungo di quello precedente, mentre nelle femmine è lungo quanto il precedente o più breve. Il pronoto è fortemente scolpito e presenta una spina su entrambi i lati. Le elitre, troncate all’apice, sono rugose, densamente punteggiate, con la rugosità che va a diminuire verso l’estremità distale (Rudnew 1936, Villiers 1978, Bense 1995, Harde 1996, Özdikmen e Turgut 2009). Le larve di C. cerdo somigliano a quelle di molti altri coleotteri cerambicidi, con un corpo generalmente bianco-giallastro e zampe ridotte. Le larve completamente sviluppate sono lunghe fino a 70–90 mm e larghe 18–20 mm; il capo, di colore bianco-giallastro, è fortemente pigmentato e sclerotizzato all’altezza della bocca dove assume un colore piceo, e termina con mandibole nere. Le zampe sono molto corte ma distinte (Rudnew 1936, Villiers 1978, Švácha e Danilevsky 1987).

Identificazione e confronto con taxa simili

In Italia e nelle foreste dell’Europa occidentale e centro meridionale sono presenti cinque specie appartenenti al genere Cerambyx: C. cerdo, C. miles, C. scopolii, C. welensii e C. nodulosus, di cui l’ultima (una specie orientale simile a C. miles) è presente solo in Friuli Venezia Giulia (Sama e Rapuzzi 2011) (Figura 1). C. welensii e C. cerdo sono distinguibili da C. miles e C. scopolii dalla forma dell’apice interno delle elitre che presenta un piccolo dente acuminato. Inoltre, C. scopolii è più piccolo, misura tra i 17 e i 28 mm ed è interamente nero. Le elitre di C. cerdo hanno la porzione anteriore profondamente scolpita, nera, lucida, quasi glabra, tendenzialmente stretta e subtroncata all’apice; le elitre di C. welensii sono uniformemente marroni, debolmente scolpite, ricoperte da sottili setole biancastre o giallastre, con margini esterni subparalleli e non chiaramente ristretti in direzione dell’apice. C. cerdo e C. miles hanno le elitre nere e lucide, profondamente scolpite e con l’apice rosso, tuttavia C. miles non ha il dente terminale delle elitre e mostra i primi quattro o cinque segmenti delle antenne corti e spessi. Nei maschi di C. welensii, le antenne superano la lunghezza del corpo con gli ultimi tre segmenti (mai con gli ultimi quattro, come in alcuni maschi di C. cerdo). Le femmine di queste due specie si distinguono per la lunghezza delle antenne, estese fino all’apice delle elitre in C. cerdo e solo al centro in C. welensii (Pesarini e Sabbadini 1994). Nei paesi dell’Europa orientale, la presenza di altre specie, la cui identificazione è spesso difficile e lo status tassonomico discusso, rende il lavoro sul campo più difficile per gli operatori non esperti. La distribuzione dettagliata e aggiornata delle specie in Europa si trova nel database TITAN Cerambycidae (Tavakilian e Chevillotte 2017).

Figura 1.

Le specie più diffuse in Europa appartenenti al genere Cerambyx A C. cerdo B C. welensii C C. scopolii D C. miles E C. nodulosus (Foto di P. Rapuzzi).

Ecologia: cenni generali

C. cerdo è una specie con larve xilofaghe, legate prevalentemente alle querce (Quercus spp.), ma che possono colonizzare anche altre specie decidue come Castanea sativa, Juglans regia, Fraxinus spp., Salix spp., Ulmus spp., Fagus sylvatica, Platanus spp., Prunus spp. (Müller 1950). Come altre specie saproxiliche quali ad esempio Osmoderma eremita Scopoli, 1763 (Coleoptera Scarabaeidae), predilige ambienti semi-aperti (Ranius e Nilsson 1997, Buse et al. 2007) come le radure o i margini di foreste planiziari e collinari ma anche in ambienti urbani come i parchi pubblici e le alberature stradali (Sama, 1988, Buse et al. 2007, Carpaneto et al. 2015). Gli alberi colonizzati possono essere identificati da grossi fori ben visibili, creati dalle larve sul tronco o su rami medio-grandi (Müller 2001). Tali fori possono persistere per molti anni o addirittura decenni; tipici segni di recente attività sono i fori con all’interno rosura lignea di colore rossastro (Buse et al. 2007). Studi sull’ecologia di C. cerdo evidenziano come lo spessore della corteccia degli alberi sia uno dei fattori più indicativi della presenza della specie così come il loro invecchiamento e il diametro. Altri parametri importanti per la colonizzazione da parte della specie sono: la vitalità del tronco, il grado di insolazione dell’albero e il grado di apertura della volta arborea (Buse et al. 2007). A scala di singolo albero, i fattori che influenzano la distribuzione di C. cerdo sono stati studiati da Albert et al. (2012). Questi autori hanno dimostrato che la presenza di fori di uscita nei tronchi delle grandi querce sia correlata positivamente al diametro del tronco e all’insolazione dell’albero, mentre il numero di fori di uscita diminuisce con l’altezza dal suolo. Quando un albero viene colonizzato da C. cerdo, può ancora sopravvivere per lunghi periodi e il suo lento decadimento sarà determinato da una quantità crescente di legno morto. Le larve creano estese gallerie (Palm 1959) che possono facilitare l’ingresso di altre specie. Studi condotti da Buse et al. (2008a, 2008b), utilizzando le trappole a intercettazione, hanno confrontato le comunità saproxiliche di alberi colonizzati e non, da parte di C. cerdo, per valutare il ruolo funzionale di questa specie come “ingegnere ecosistemico”. I risultati suggeriscono che grazie all’attività svolta dalle larve C. cerdo, in un albero si creano condizioni favorevoli per l’intera comunità di insetti saproxilici.

Ecologia larvale

Lo sviluppo larvale avviene principalmente all’interno del legno fresco di querce (Quercus spp.) e dura circa 3-4 anni, generando un pattern irregolare di gallerie larvali (Pavlovic et al. 2012). Durante il primo anno, le larve si nutrono sotto lo strato di corteccia, mentre nel secondo anno si muovono più in profondità nel legno (Neumann 1985, Bense 1995). Lo sviluppo delle larve è stato osservato non solo a livello del tronco, ma anche all’interno di grandi rami (Campanaro et al. 2011a). Le larve, dopo aver completato il loro sviluppo, scavano un ultimo tratto di galleria diretto verso la superficie del tronco e poi ritornano verso l’interno dell’albero dove sono protette da qualsiasi contatto con l’ambiente esterno; qui si forma la fase di pupa, generalmente durante i mesi di maggio o giugno. L’adulto, una volta formatosi, rimane all’interno della celletta pupale fino alla primavera successiva, non troppo vicino al foro di uscita in modo da ridurre la predazione da parte dei picchi. Durante la primavera e l’estate gli adulti emergono dalle gallerie producendo nella corteccia fori di uscita grandi ed ellissoidi (lunghezza del foro 3 cm, larghezza 1.5 cm in media) (Luce 1997, Horák et al. 2010). I fori di uscita sono facilmente visibili ma non sono specie-specifici e possono essere confusi con fori scavati tra altre specie del genere Cerambyx.

Nell’Europa centrale, le larve si sviluppano solitamente in Q. robur o Q. petraea, ma nei paesi meridionali sono state trovate anche in Q. pubescens, Q. ilex, Q. suber e in Castanea sativa (Luce 1997). In genere, gli alberi colonizzati hanno il tronco esposto al sole e presentano un diametro di circa 60 cm (Buse et al. 2007). Tuttavia, in Italia centrale, alberi più piccoli colonizzati da C. cerdo sono riportati da Marianelli et al. (2011).

Ecologia degli adulti

Gli adulti rimangono nelle loro cellette durante l’inverno ed emergono tra maggio e agosto a seconda delle condizioni climatiche locali, relative all’altitudine e alla latitudine (Horák et al. 2010). In Francia, nelle regioni centrali e meridionali, dove la specie è più diffusa, gli adulti sono attivi per un periodo più lungo, da giugno a settembre (Bensetti e Gaudillat 2002). In Bassa Sassonia (Germania), l’emergenza degli adulti si verifica generalmente dalla fine di maggio all’inizio di agosto, ma recenti osservazioni sono state fatte anche alla fine di agosto e a settembre (Buse et al. 2007). In Ungheria occidentale, gli adulti sono attivi da metà primavera (inizio maggio) fino a metà dell’estate (Keszthelyi 2015). Nella penisola iberica (nella parte settentrionale della provincia di Alicante) sono attivi durate la primavera e l’estate, particolarmente da inizio maggio a fine agosto. In alcuni casi, tuttavia, l’attività degli adulti si estende da febbraio a giugno, a causa delle più elevate temperature medie nel sud-est della Spagna (Peris-Felipo e Jiménez-Peydró 2011). In Francia, la specie colonizza querce e castagni senescenti sotto i 900 m (Horák et al. 2010). Riguardo la preferenza per le diverse essenze, in Italia C. cerdo si sviluppa principalmente in diverse specie di Quercus ma anche in altre specie arboree (Sama 1988). In Germania, la specie si sviluppa esclusivamente nelle querce: Q. robur è l’albero preferito, seguito da Q. petrea (Neumann e Schmidt 2001) e da Q. rubra, specie introdotta dal Nordamerica (Nessing 1988). Secondo Neumann e Schmidt (2001), i fori di emergenza appartenenti a C. cerdo sono stati osservati anche su Q. coccinea, altra specie introdotta dal Nord America nel 1691. In Ungheria, C. cerdo si sviluppa principalmente nel cerro (Q. cerris) mentre in Romania è stata trovata in tutte le specie di querce presenti nel paese. Nella parte europea della Turchia, le larve di C. cerdo si sviluppano su Acer, Carpinus, Castanea, Fraxinus, Fagus, Platanus, Prunus, Salix, Quercus, Ulmus, e perfino sul cipresso che è una conifera (Horák et al. 2010). Gli adulti di C. cerdo sono principalmente notturni, possono vivere da pochi giorni a un massimo di qualche mese, si nutrono di frutta matura e di linfa che fuoriesce dalla corteccia delle querce (Weckwerth 1954, Döhring 1955, Neumann 1985). La biologia di dispersione della specie è poco conosciuta: gli adulti volano principalmente dopo il crepuscolo quando la temperatura supera i 18°C (Neumann 1985), ma talvolta sono stati avvistati anche nel pomeriggio (Müller 1950, Campanaro et al. 2011a). In letteratura, nessuna informazione è disponibile sui predatori degli adulti. È tuttavia molto probabile che alcune specie di mammiferi e uccelli si nutrano regolarmente di questo cerambicide.

Ciclo vitale

L’accoppiamento si svolge durante l’estate quando le femmine depongono le uova in fessure della corteccia di alberi precedentemente colonizzati. Esperimenti in laboratorio dimostrano che la deposizione delle uova varia ampiamente, da circa 5 a 15–20 uova al giorno, con alcune femmine di grandi dimensioni che depongono fino a 30 uova in un solo giorno (Torres-Vila 2017). Diversi autori hanno riportato le misure (lunghezza x larghezza) delle uova di C. cerdo: 3,7 × 1,9 mm (Torres-Vila 2017); 3,3 × 1,6 mm (Marović 1973); 2,5–3 × 1 mm (El Antry 1999); 3,1 × 1,5 mm (Vitali 2001). Come si vede, le uova misurate da (Torres-Vila 2017) presentano dimensioni medie leggermente maggiori di quelle precedentemente riportate dagli altri autori. Nel primo anno di vita le larve si nutrono di floema (nella parte corticale del tronco) mentre nell’anno successivo iniziano a scavare gallerie più profonde che raggiungono lo xilema, alterando il flusso della linfa e provocando la caduta di foglie fino al decadimento dell’albero (Neumann 1985, Bense 1995). Secondo Marović (1973) è possibile allevare larve di C. cerdo in laboratorio dove lo sviluppo può essere circa un terzo più corto che in natura (Nenadović et al. 1999, Pavlović et al. 2012). La metamorfosi da larva ad adulto avviene all’interno della celletta pupale vicino alla superficie del tronco. Le pupe sono di grandi dimensioni e di colore inizialmente chiaro ma gradualmente si scuriscono fino alla completa formazione dell’adulto che, in laboratorio, avviene in autunno, di solito in ottobre.

Minacce e conservazione

Nel secolo scorso le popolazioni europee di C. cerdo hanno registrato un drastico declino nel numero delle popolazioni e nelle dimensioni delle stesse in tutta l’Europa centrale (Klausnitzer et al. 2003). Ciò è dovuto principalmente a un calo del numero di querce mature situate in ambienti aperti o semi-aperti (Luce 1997, Dupont e Zagatti 2005, Buse et al. 2008a). In Gran Bretagna e in Svezia la specie è oggi considerata estinta (Alexander 2002, Ehnstrӧm e Axelsson 2002). C. cerdo è classificato come vulnerabile (VU) secondo la classificazione IUCN (World Conservation Monitoring Center 1996). Questa specie è inoltre presente in: (i) appendice II della Convenzione di Berna come specie strettamente protetta, (ii) allegato II della Direttiva Habitat come specie non prioritaria e (iii) allegato IV della Direttiva Habitat.

Monitoraggio di C. cerdo nei paesi europei

Come riportato da Campanaro et al. (2011a), diversi paesi europei hanno sottolineato la necessità di sviluppare metodi di monitoraggio per questa specie, al fine di ottenere informazioni sull’abbondanza delle popolazioni, sulla demografia e l’habitat, come richiesto dalla Direttiva Habitat (92/43/CEE). Con l’eccezione della Slovenia (Vrezec et al. 2007) e della Germania (Schnitter 2006), non sono ancora stati sviluppati programmi di monitoraggio a lungo termine per C. cerdo. Di seguito si riportano i differenti protocolli di monitoraggio finora proposti e testati nei diversi paesi europei.

Cattura-Marcaggio-Ricattura (CMR)

Campanaro et al. (2011a) ha proposto linee guida preliminari per la conservazione e il monitoraggio di C. cerdo e di altre specie saproxiliche in Italia, utilizzando il protocollo di cattura-marcaggio-ricattura. Il protocollo prevede la cattura di adulti durante il periodo di volo (maggio-agosto) con trappole aeree innescate con una miscela di aceto (o vino o birra) e frutta (per esempio banana). Le trappole devono essere montate su alberi con presenza di fori di uscita. Gli individui catturati, sono contrassegnati con codici individuali (colori e/o numeri) sul lato ventrale del corpo (sterniti toracici e/o addome) utilizzando un pennarello a punta fine, non tossico e inodore. Questo metodo consente di stimare la dimensione della popolazione, ma richiede un notevole sforzo di campionamento dovuto all’elevato numero di ore di lavoro per persona e ripetute sessioni di cattura-marcaggio-ricattura. Tale metodo, sulla base del rapporto tra individui marcati e ricatturati permette di stimare la dimensione della popolazione (Amstrup et al. 2005, Hill et al. 2005, Campanaro et al. 2011a, Trizzino et al. 2013). Stime di dimensione della popolazione attraverso un protocollo di cattura-marcaggio-ricattura, utilizzando le trappole attrattive (vino rosso, aceto e zucchero) sono state effettuate anche su C. welensii, da López-Pantoja et al. (2008) e Torres-Vila et al. (2012, 2013) in Spagna.

Controllo dei fori di uscita

In letteratura sono presenti essenzialmente due tipi di contributi che si concentrano sui fori di uscita:

(i) approccio seguito nell’articolo di Albert et al. (2012) in due siti della Boemia (Repubblica Ceca). Gli alberi colonizzati sono stati identificati attraverso l’osservazione dei fori di uscita (Buse et al. 2007) per un totale di 30 querce e 4.279 fori. Per ogni albero, il numero di fori di uscita, il loro orientamento e le relative variabili ambientali sono stati registrati a livello del tronco suddividendolo in 7 sezioni verticali (ognuna alta due metri, fino a 14 m di altezza dal suolo), ciascuna delle quali è stata divisa in 4 segmenti (in base all’esposizione: N, S, O, E). Questo studio ha rivelato una preferenza di C. cerdo per i tronchi di grandi alberi senescenti situati in aree aperte, in particolare per le sezioni del tronco inferiori, più vicine al terreno ed esposte al sole. Il metodo basato sul campionamento dei fori di uscita, permette di rilevare la presenza della specie in modo semplice, richiede tuttavia un elevato sforzo nonché l’esperienza e l’attrezzatura necessaria per arrampicarsi in alto sugli alberi.

(ii) approccio seguito nei lavori di Buse et al. (2007, 2008a e 2008b) in Germania. Nel lavoro di Buse et al. (2007) è stata studiata la distribuzione delle popolazioni di C. cerdo in due siti della Bassa Sassonia, al fine di comprendere le relazioni specie-habitat e le esigenze ecologiche della specie. I dati di presenza della specie sono stati ottenuti individuando i fori di uscita sugli alberi. Gli autori hanno esaminato più di 250 alberi, di cui 67, recentemente colonizzati dalla cerambice. I risultati del modello di idoneità ambientale a scala di albero, hanno mostrato parametri quali: l’insolazione, la presenza di linfa, lo spessore della corteccia e la distanza dal successivo albero colonizzato, come più attendibili rispetto a quelli a scala di paesaggio per poter prevedere la presenza di C. cerdo. Gli autori concludono che per la sopravvivenza delle popolazioni di C. cerdo e di altre specie simili, le strategie di gestione forestale dovrebbero concentrarsi sul mantenimento di zone semi-aperte all’interno dei boschi (Ranius e Nilsson 1997, Buse et al. 2007). In Germania, dal 2016, viene applicato un protocollo di monitoraggio standard basato sull’analisi dei fori di uscita. L’attività sul campo per stimare le dimensioni delle popolazioni viene effettuata prima del periodo di volo dell’adulto, da settembre ad aprile dell’anno successivo, contando il numero di fori di uscita sugli alberi selezionati (per esempio N = 10) per area. Il numero di alberi selezionati dipende dal numero di alberi colonizzati; nel caso in cui il numero di alberi idonei sia inferiore a sei, occorre selezionare tutti gli alberi (Schnitter 2006).

Metodi

I metodi testati durante il progetto MIPP

Durante il progetto MIPP, sono stati testati diversi protocolli di monitoraggio per C. cerdo: (i) Linfa artificiale, (ii) Trappole con esca, (iii) Raccolta di resti di predazione lungo transetti e (iv) Ricerca visiva di adulti (Visual Encounter Surveys, VES). A seguire la descrizione dei metodi:

Linfa artificiale

La manna, è la linfa estratta dalla corteccia di diverse specie di alberi appartenenti al genere Fraxinus, in particolare F. ornus (orniello). Molti insetti saproxilici (fra cui diversi cerambicidi) allo stadio adulto si nutrono di frutta matura e di linfa che fuoriesce dalla corteccia degli alberi (Nuemann 1985). Osservazioni riportate da Weckwerth (1954) e Döhring (1955), dimostrano come C. cerdo sia attratto dalla linfa delle querce. Come per le trappole con esca, l’utilizzo della manna si basa sul caratteristico odore di fermentazione sprigionato dalla linfa, con l’intento di imitare i componenti chimici che costituiscono la linfa delle querce.

Nel 2011, uno studio simile è stato condotto su Lucanus cervus, utilizzando linfa artificiale ottenuta da pezzi di corteccia di quercia trattati con l’attrezzatura necessaria per la preparazione casalinga del vino (Jansson 2011). Tuttavia, poiché la linfa del frassino è relativamente facile da reperire in commercio, nel presente lavoro si è deciso di utilizzare quest’ultima. La manna, generalmente venduta sotto forma di pezzi di media grandezza, è stata ridotta in frazioni più piccole con l’aiuto di un frullatore e successivamente disciolta in acqua, al fine di ottenere una soluzione di consistenza cremosa. La giusta consistenza è stata ottenuta miscelando 150 g di manna ridotta in piccoli pezzi in 60 cm3 di acqua. La manna così ottenuta, è stata spalmata con l’aiuto di un pennello sulla corteccia degli alberi selezionati creando così “una stazione di nutrimento” per la specie target (Figura 2).

Figura 2.

Manna spennellata sulla corteccia di un albero per creare una stazione di alimentazione per cerambicidi (Foto di L. Redolfi De Zan).

Trappole con esca

Le trappole con esca utilizzate nel presente lavoro sono le stesse utilizzate da Campanaro et al. (2011a) per il monitoraggio di Cerambyx cerdo e da Bardiani et al. (2017a, 2017b) per Lucanus cervus. Queste trappole sono una versione modificata di quelle aeree, utilizzate per la prima volta da Allemand e Aberlenc (1991) per catturare coleotteri saproxilici e successivamente utilizzate per il monitoraggio di C. cerdo (Mason et al. 2002, Vrezec e Kapla 2007), C. welensii (Torres-Vila et al. 2012) e altri coleotteri.

Il metodo si basa sulla capacità attrattiva dell’esca (i.e. vino rosso + birra + banana schiacciata, che emette odore di fermentazione simile a quello della linfa degli alberi) contenuta in un recipiente cilindrico di plastica chiuso con un imbuto (Allemand e Aberlenc 1991). Al fine di prevenire la caduta degli individui all’interno del liquido attrattivo, le trappole sono state modificate (Campanaro et al. 2011a, Corezzola et al. 2012) inserendo una rete metallica a maglia fina (2x2 mm) tra due barattoli in plastica HDPE montati insieme, della capienza ciascuno di 1000 cm3 (sulla base del barattolo superiore sono stati praticati dei fori di 76 mm di diametro con l’ausilio di un trapano). La rete metallica previene ogni contatto degli individui catturati con l’esca (Figura 3). Il barattolo inferiore contiene l’esca in forma liquida, quello superiore costituisce la camera di cattura. Il coperchio del barattolo superiore è stato modificato per permettere l’inserimento di un imbuto di plastica (diametro del coperchio: 10 cm; è stata praticata un’apertura di 4 cm di diametro). Sono state testate due differenti misture attrattive: (i) vino rosso, birra e banana schiacciata (RwBeBa), precedentemente testata da diversi autori (Allemand e Aberlenc 1991, Campanaro et al. 2011a) e (ii) vino rosso vino bianco e zucchero (RwWwS) (suggerita da P. Rapuzzi, entomologo specialista di cerambicidi).

Figura 3.

Base del barattolo superiore di una trappola modificata con una retina metallica, il coperchio è stato modificato con un imbuto per facilitare la caduta di insetti all’interno della trappola (Foto di M. Bardiani).

La miscela è stata preparata una settimana prima dell’installazione delle trappole. Un litro di miscela è composto al 50% da ciascuno dei due liquidi (vino rosso + birra oppure vino rosso + vino bianco), a cui viene aggiunto 220-330 g di banana o 220 g di zucchero. Il volume finale della miscela in ciascuna trappola, dopo l’aggiunta dello zucchero, è circa 500 cm3. Le trappole sono state posizionate a due altezze: sul tronco a circa 1,5-2 m per indagare il sottobosco e sui rami oltre i 10 m per indagare la chioma degli alberi (la forma compatta e il peso ridotto delle trappole permettono un facile sollevamento tra i rami) (Figura 4). Il posizionamento della trappola oltre i 10 m richiede l’utilizzo di una fionda forestale (BigShot, Sherrill tree) per il lancio della corda attorno a un ramo, alla quale viene successivamente legata la trappola. In questo modo la trappola viene sollevata in alto, un’altra corda viene legata alla base della trappola per poterla poi calare. Il controllo delle trappole è stato eseguito quotidianamente (per evitare la morte degli individui all’interno della trappola), durante la mattina (dalle 8:00 alle 13:00). Le trappole, attivate il lunedì, sono rimaste attive per 4 giorni e disattivate il venerdì. Nelle trappole non sono stati montati pannelli per l’intercettazione e quindi la cattura passiva di C. cerdo e di altre specie, in quanto lo scopo di questo studio era valutare l’efficacia dell’esca utilizzata.

Figura 4.

Trappole con esca installate a due altezze: A su un ramo oltre i 10 m di altezza B a livello del tronco (1,5–2 m di altezza) e C cattura di due Cerambyx cerdo. Nella figura A sono visibili le corde per abbassare e sollevare la trappola, rispettivamente una verde e una marrone. (Foto di M. Bardiani).

Raccolta dei resti di predazione lungo transetti

Questo metodo si basa sulla ricerca e la raccolta di resti di C. cerdo come viene fatto per il campionamento di L. cervus (Campanaro et al. 2011b, Harvey et al. 2011, Bardiani et al. 2017a). La raccolta di resti è stata effettuata lungo transetti di lunghezza standard di 500 m. Durante la ricerca, tutti i resti sono stati raccolti e conservati asciutti in bustine di carta. Su ciascuna bustina venivano riportati: la data, il codice di identificazione della bustina, il numero del transetto, il numero del settore, il numero di esemplari individuati fra i resti (il conteggio viene eseguito tenendo conto di tutte le parti del corpo ragionevolmente appartenenti a un solo esemplare) e la tipologia di resto raccolto (ad es. elitre, pronoto, capo, esemplari interi). Il metodo è descritto in dettaglio in Bardiani et al. (2017a).

VES

Questo metodo è basato sulla ricerca visiva di adulti di C. cerdo sui tronchi (Figura 5). Il rilevamento viene effettuato nelle ore serali / notturne quando la specie è più attiva. Per questo motivo sono necessarie una lampada frontale (Tikka XP2, Petzl) e una torcia (Led Lenser M7R) per illuminare sia i tronchi sia le parti inferiori della chioma. I binocoli sono stati usati per controllare le parti più alte dell’albero. Le osservazioni sono state ripartite in due settori verticali in base all’altezza dal suolo: fino a 2 m e oltre 2 m. Nel caso in cui siano state rilevate più specie appartenenti al genere Cerambyx, gli individui non identificati sono stati indicati come Cerambyx sp.

Figura 5.

Un individuo di Cerambyx cerdo osservato su un albero selezionato per la ricerca visiva di adulti, VES (Visual Encounter Surveys) (Foto di S.G. Muñoz).

Piano di campionamento

I metodi sopra esposti, sono stati testati in due aree di studio: Bosco della Fontana e Bosco della Mesola (Figura 6 and 7), entrambi situati nella valle del Po, nel 2014, 2015 e 2016 (vedi Carpaneto et al. 2017 in questo volume per la descrizione delle aree di studio).

Figura 6.

Mappa dell’area di studio Bosco della Fontana.

Figura 7.

Mappa dell’area di studio Bosco della Mesola.

La linfa artificiale è stata utilizzata solo nel 2015 a Bosco della Mesola, dal 25 maggio al 17 luglio (Tabella 1). Sono state create due tipi di “stazione di alimentazione”: (i) sui tronchi di alberi potenzialmente idonei per la presenza di C. cerdo e (ii) sui tronchi di alberi privi di segni di presenza di C. cerdo. La manna è stata spennellata su querce appartenenti alle specie Quercus ilex e Q. robur, mentre l’idoneità dell’albero è stata stabilita in base ai seguenti indizi: vitalità dell’albero, grado di apertura della chioma, presenza dei fori di uscita, presenza di linfa emergente e stato della corteccia (Buse et al. 2007). Le stazioni di alimentazione sono state organizzate in 16 repliche: ogni replica costituita da entrambe le tipologie di stazione di alimentazione (complessivamente sono state selezionate 32 querce). Ogni replica è stata controllata una volta alla settimana (otto repliche martedì e otto giovedì) dalle 21:30 alle 22:30. Nel tardo pomeriggio (ore: 18:00-19:00), la manna di ogni stazione di alimentazione è stata inumidita spruzzando l’acqua su di essa, per aumentare la propagazione nell’aria del suo odore.

Piano di campionamento a Bosco della Fontana (BF) e Bosco della Mesola (BM) durante i tre anni di monitoraggio. N = numero di transetti o trappole; C = numero di controlli; * numero di controlli per ciascun transetto.

Area Metodo 2014 2015 2016
N C Date N C Date N C Date
BF Trappole con esca 48 32 27,5–18,7 - - - 54 24 31,5–8,7
Resti - - - 4 10* 20,5–22,7 4 7* 1,6–14,7
VES 16 7 3,6–16,7 - - - 20 6 31,5–7,7
BM Linfa artificale - - - 32 8 25,5–17,7 - - -
Trappole con esca - - - 32 32 25,5–17,7 - - -
Resti - - - 4 8* 25,5–17,7 - - -
VES - - - 16 8 25,5–17,7 - - -

Il metodo delle trappole con esca è stato testato per diversi anni utilizzando un numero variabile di trappole nelle due aree studio (Tables 1 and 2). Nel 2014, a Bosco della Fontana, sono state installate 48 trappole disposte in otto repliche, al fine di testare il grado di attrattività di diverse esche a differente altezza delle trappole dal suolo. Ogni replica consisteva di sei trappole, installate a coppia su tre querce (Q. cerris e/o Q. robur) con un diametro maggiore o uguale a 50 cm misurato a 130 cm dal suolo (breast height diameter DBH): una trappola è stata posizionata a livello della chioma, tra i 10 m e 20 m di altezza e un’altra più in basso (1,5-2 m di altezza) a livello del tronco. In ogni replica sono state testate due esche: RwBeBa la prima coppia e RwWwS la seconda coppia (le trappole della terza coppia sono state lasciate vuote e usate come controllo). Le trappole sono state controllate per otto settimane dal 27 maggio al 18 luglio (Tabella 1). All’inizio di ogni settimana, all’interno di ciascuna replica, è stata invertita la posizione delle trappole. Nel 2015 le trappole sono state installate solo a Bosco della Mesola: complessivamente sono state installate 32 trappole su 16 alberi (Q. ilex e/o Q. robur), ponendo una coppia di trappole (alta e bassa) su ciascun albero. Le trappole sono state controllate per otto settimane, dal 25 maggio al 17 luglio (Tabella 1). L’unica esca utilizzata nel 2015 è stata RwWwS e la disposizione delle trappole è stata mantenuta la stessa durante tutto il campionamento (Tabella 2). All’inizio della quinta settimana (circa a metà campionamento), la miscela attrattiva è stata sostituita da una fresca.

Descrizione delle tipologie e del numero di trappole utilizzate nelle due aree di studio, Bosco della Fontana (BF) e Bosco della Mesola (BM), durante i tre anni di monitoraggio. Esche: RwBeBa (vino rosso, birra, banana); RwWwS (vino rosso, vino bianco, zucchero); Controllo (trappole vuote utilizzate come controllo). Altezza alla quale sono state installate le trappole: Alta (oltre 10 m), Bassa (1,5-2,0 m). Variazione nel grado di fermentazione della miscela: mai (miscela mai cambiata durante la stagione); 3 settimane e 4 settimane (la miscela è stata cambiata una volta durante la stagione: dopo tre o quattro settimane); 2 settimane (miscela cambiata due volte durante la stagione: ogni 2 settimane).

Esca Altezza Grado di Fermentazione BF BM
2014 2016 2015
RwBeBa Alta Mai 8 - -
Bassa Mai 8 - -
RwWwS Alta Mai 8 18 -
4 settimane - - 16
3 settimane - 18 -
2 settimane - 18 -
Bassa Mai 8 - -
4 settimane - - 16
3 settimane - - -
2 settimane - - -
Controllo Alta - 8 - -
Bassa - 8 - -

Nel 2016 le trappole sono state installate al Bosco della Fontana. Complessivamente, 54 trappole sono state posizionate oltre i 10 m di altezza (nessuna trappola è stata installata ad altezza del tronco 1,5-2 m) e RwWwS è stata l’unica esca utilizzata. Le trappole, posizionate su Q. cerris e/o Q. robur con un DBH di almeno 50 cm, sono state organizzate in 18 repliche (3 trappole per replica). In ciascuna replica l’esca è stata testata in tre diversi gradi di fermentazione (una per trappola): (i) la miscela non è mai stata sostituita durante la stagione di studio (ANC); (ii) la miscela è stata sostituita ogni tre settimane (B3Ws) e (iii) la miscela è stata sostituita ogni due settimane (C2Ws) (Tabella 2). Le trappole sono state controllate per sei settimane, tuttavia il campionamento è proseguito per due settimane supplementari dopo la 6a settimana, per studiare l’ultima parte della stagione in relazione alla fenologia della specie. Complessivamente 32 controlli sono stati effettuati dal 31 maggio al 22 luglio. Durante la stagione, la posizione delle trappole all’interno delle repliche non è mai stata cambiata.

La raccolta dei resti di predazione lungo il transetto è stata effettuata nel 2015 in entrambe le aree di studio, nel 2016 solo a Bosco della Fontana. In ogni area di studio sono stati selezionati quattro transetti. In entrambi gli anni, presso Bosco della Fontana, i transetti sono stati gli stessi utilizzati per il monitoraggio di L. cervus (Bardiani et al. 2017a). Ogni transetto è stato monitorato una volta alla settimana.

Il metodo VES è stato applicato per tre anni (Tabella 1): 2014 e 2016 a Bosco della Fontana; 2015 a Bosco della Mesola. Nel 2014 sono state selezionate 16 querce (Q. cerris e/o Q. robur): otto vicino a quelle con le trappole e otto in altre aree della riserva. In accordo con Buse et al. (2007), le querce sono state selezionate come potenzialmente idonee per la colonizzazione da parte di C. cerdo, sulla base di almeno uno dei seguenti parametri: vitalità e apertura della chioma, presenza di fori di uscita, presenza di linfa emergente e stato della corteccia. Tutti gli alberi selezionati possedevano un DBH maggiore o uguale a 50 cm. Ogni albero è stato controllato in quattro diverse fasce orarie (9:00–11:00; 14:00–16:00; 19:00–21:00; 23:00–1:00), una volta alla settimana (due fasce orarie venivano coperte il martedì, le altre due il giovedì) dal 3 giugno al 16 luglio (Tabella 1). Nel 2015, a Bosco della Mesola sono state selezionate 16 querce (Q. ilex e/o Q. robur), seguendo gli stessi parametri per il 2014 (eccetto il diametro che solo in pochi alberi era superiore a 50 cm). Ogni albero è stato controllato una volta alla settimana (otto alberi martedì e gli altri otto giovedì) ma solo in un’unica fascia oraria (21:30–22:30), dal 25 maggio al 17 luglio (Tabella 1). Infine, nel 2016 a Bosco della Fontana, sono state selezionate 20 querce. Ogni albero è stato controllato una volta alla settimana (10 alberi martedì e 10 giovedì) in una sola fascia oraria (21: 30–22:30), dal 31 maggio al 7 luglio (Tabella 1).

Per tutti i metodi, i parametri di idoneità di ogni albero sono stati registrati e riportati sui fogli di campo (Vedi Suppl. material 1).

Analisi dei dati

Modelli di Occupancy sono stati applicati sui dati di cattura ottenuti utilizzando il metodo delle trappole con esca presso Bosco della Fontana; i metodi VES e la raccolta dei resti di predazione non hanno fornito dati sufficienti per consentire un’analisi statistica. Il test chi quadro è stato utilizzato per indagare le differenze tra il numero di femmine e maschi catturati; questa analisi è stata eseguita usando STATISTICA 7.0 (StatSoft Inc.) e fissando il livello di significatività per rigettare l’ipotesi nulla, pari a 0,05. Per quanto riguarda Bosco della Mesola, le attività di campionamento condotte non hanno determinato l’individuazione di C. cerdo.

Modelli di Occupancy: chiusi vs aperti

Per verificare se la popolazione fosse aperta o chiusa, sono stati applicati modelli di occupancy che considerano una sola specie e una singola stagione, single species, single season occupancy models (MacKenzie et al. 2006; Kendall et al. 2013). Nei modelli applicati, sono stati stimati i seguenti parametri: la probabilità di cattura costante, capture probability constant (, in cui la probabilità di rilevamento della specie, detection probability, rimane costante nel tempo, cioè tra i controlli); la completa dipendenza dal tempo, full time (pt, la probabilità di rilevamento della specie varia tra i controlli); la dipendenza entro un determinato intervallo di tempo, constrained time dependence (pc, vale a dire che la probabilità di rilevamento della specie entro determinati intervalli di tempo, differisce dalla probabilità di rilevare la specie prima e dopo gli intervalli di tempo considerati). I modelli chiusi considerano la probabilità di rilevamento della specie costante o dipendente dal tempo (full time). I modelli constrained time dependence prendono in considerazione la probabilità di ingresso di nuovi individui, entry probability (e), cioè l’immigrazione e/o la nascita di nuovi individui e la probabilità di partenza degli individui, departure probability (d), vale a dire la morte e/o l’emigrazione degli individui. Per questa analisi è stato utilizzato il set aggregato di dati, ottenuto da tutte le trappole durante l’intero periodo di studio per il 2014 e il 2016.

Modelli di Occupancy multi method

L’effetto sulle catture di C. cerdo, dato dai diversi attrattivi utilizzati nelle trappole e dall’altezza della trappola al di sopra del suolo, sono stati testati nel 2014. Nel 2016, sulla base dei risultati ottenuti nel 2014, sono state installate solo le trappole con l’esca e l’altezza che avevano dato risultati migliori. Invece, nel 2016 sono stati testati differenti gradi di fermentazione dell’esca. Modelli di occupancy multi method che considerano singole specie e singole stagioni sono stati applicati per determinare la probabilità di rilevare la specie (p), per ogni metodo di campionamento (s) (Nichols et al. 2008). Nei modelli, la probabilità di rilevare la specie è stata calcolata come: costante rispetto al tempo, alle differenti esche o al grado di fermentazione (p); indipendente dal tempo ma differente tra le esche o il grado di fermentazione (ps); dipendente dal tempo ma non differente tra le esche o il grado di fermentazione (pt); considerando l’effetto additivo del metodo di campionamento (esche o gradi di fermentazione) e del tempo (ps + t). L’occupancy su piccola scala, che corrisponde alla presenza della specie nell’area campionata, è stata calcolata nei modelli sia come indipendente dal tempo (θ) che dipendente dal tempo (θt). Per questi modelli, sono stati utilizzati i dati delle trappole con diverse esche e disposte ad altezze diverse per il 2014, e i dati di trappole con diversi stati di fermentazione dell’esca per il 2016. Entrambi i set di dati si riferiscono all’intervallo di tempo tra la prima e l’ultima cattura di ogni periodo di studio. In particolare, per il 2016, sono state considerate solo le catture comprese tra il 13° e 24° controllo. Infatti, solo dal 13° controllo in poi, le esche ANc e B3Ws presentavano un grado di fermentazione tale da consentire un confronto significativo.

Effetti delle covariate

Modelli di occupancy che considerano una sola specie e una singola stagione (MacKenzie et al. 2006, Kendall et al., 2013) sono stati applicati per testare l’effetto delle covariate del sito sulle catture di C. cerdo. Nel 2014 sono state registrate due covariate per sito: il Diametro dell’albero (TD) misurato a 130 cm di altezza e la Specie dell’albero (TS), Q. cerris o Q. robur. Nel 2016 è stata registrata una sola covariata per sito: il numero di alberi idonei vicini a quelli selezionati per l’installazione della trappola, Number of Suitable Neighbourhoods (NSN). L’entità dell’effetto di ciascuna covariata è stata valutata come costante (p SURVEY COVARIATE) o dipendente dal tempo (pt SURVEY COVARIATE). La relazione tra le covariate registrate e l’occupancy (ψ) di C. cerdo è stata indagata per i dati del 2014 con modelli polinomiali di primo e secondo ordine, considerando l’effetto delle singole covariate (TD; TS; TD + TD2; TS + TS2), l’effetto additivo (TD + TS; TD + TD2 + TS + TS2) e gli effetti moltiplicativi (TD * TS; TD + TD2 * TS + TS2). Per i dati del 2016, sono stati considerati solo i modelli polinomiali di prima ordine (NSN). Per valutare l’effetto delle coviariate, è stato considerato per il 2014 il set di dati proveniente dalle trappole innescate con la migliore esca e collocate alla migliore altezza, per il 2016 quello proveniente dalle trappole con il miglior grado di fermentazione dell’esca. Entrambi i set di dati si riferiscono all’intervallo di tempo tra la prima e l’ultima cattura di C. cerdo.

I modelli sono stati classificati sulla base del loro valore di AIC (Akaike Information Criterion), collocando ai primi posti modelli con un basso valore AIC (maggior supporto statistico) (Burnham e Anderson 2002). Le analisi sono state eseguite usando il programma PRESENCE (Hines e MacKenzie 2004).

Lo sforzo di campionamento necessario per ottenere una stima dell’Errore Standard (SE) pari a 0.05 per il calcolo dell’occupancy estimator , è stato valutato in base all’equazione di MacKenzie e Royle (2005), dati ψ e p, il valore di s (numero di siti da indagare, in questo caso il numero di trappole) e K (numero di controlli):

Dove p * = 1 - (1 - p) K è la probabilità di individuare la specie almeno una volta durante i controlli K, in un sito occupato.

Lo scopo di questa analisi, è stato quello di determinare i valori di s e K per stimare la occupancy (ψ) considerando il livello di precisione desiderato, utilizzando differenti trappole. I valori di ψ e p nell’equazione, sono quelli risultanti dal miglior modello precedentemente selezionato.

Risultati e discussione

Dati relativi alle catture

Nel 2014, il metodo VES non ha fornito osservazioni di C. cerdo mentre le trappole con esca hanno permesso di ottenere 29 catture di 28 individui, senza alcuna differenza significativa tra le femmine (16) e i maschi (13) catturati (χ21 = 0,31; p > 0,05); nessun individuo è stato trovato morto all’interno delle trappole. Nel 2015, la raccolta dei resti, unico metodo applicato, ha fornito tre campioni. Nel 2016, con il metodo VES sono stati avvistati quattro individui mentre la raccolta dei resti ha fornito tre esemplari di C. cerdo. Le trappole con esca hanno catturato 256 individui, senza alcuna differenza significativa tra le femmine (115) e i maschi (141) catturati (χ21 = 1,32; p > 0,05); cinque individui sono stati trovati morti all’interno delle trappole. La tabella 3 mostra l’andamento delle catture con le trappole a Bosco della Fontana.

Sommario dei dati di cattura di Cerambyx cerdo registrati nel 2014 e 2016 a Bosco della Fontana, utilizzando trappole innescate con differenti attrattivi (RwBeBa = vino rosso, birra, banana; RwWwS = vino rosso, vino bianco, zucchero), con diverso grado di fermentazione (mai = miscela mai cambiata nel periodo di confronto; 2 settimane = miscela cambiata ogni 2 settimane, cioè due volte; 3 settimane = miscela cambiata ogni 3 settimane, cioè una volta; oltre = miscela mantenuta oltre il periodo di confronto) e installate a diverse altezze (alta = 10 m; bassa = 1,5-2 m).

Anno Esca Grado di fermentazione Alta Bassa
2014 RwBeBa mai 3 0
RwWwS mai 21 5
Controllo - 0 0
2016 RwWwS 2 settimane 74 -
RwWwS 3 settimane 50 -
RwWwS mai 100 -
RwWwS oltre 32 -

La fenologia della specie per entrambi gli anni è mostrata in Figura 8. Nel 2014, la prima cattura è stata registrata il 6 giugno (23a settimana dell’anno), mentre l’ultima cattura il primo luglio (27a settimana dell’anno). Nel 2016, la prima cattura è stata registrata il 3 giugno (22a settimana dell’anno) mentre l’ultima il 22 luglio (29a settimana dell’anno).

Figura 8.

Fenologia di Cerambyx cerdo durante le stagioni di campionamento 2014 e 2016 a Bosco della Fontana.

Occupancy model

Chiusi vs aperti

Per entrambi gli anni, i modelli che considerano la probabilità di rilevare la specie entro un determinato intervallo di tempo, constrained time dependence, sono risultati fortemente supportati (Tabella 4, chiusi vs aperti). In entrambi gli anni, i valori più alti di probabilità di immigrazione/nascita di nuovi individui (e) sono stati rilevati all’interno del periodo di campionamento considerato, mentre valori più alti di probabilità di emigrazione/morte degli individui (d) sono stati riscontrati al di fuori del periodo di campionamento considerato (Tabella 5).

Sintesi dei modelli plausibili (ΔAIC < 2) ottenuti dalla selezione dei modelli per Cerambyx cerdo. I dati di cattura/non cattura sono stati registrati durante lo studio di due anni effettuato a Bosco della Fontana tra il 2014 e il 2016.

Anno Analisi Modello K -2Log(L) ΔAIC w
2014 Modelli chiusi vs aperti ψ, ec, dc, pc 6 89,74 0,00 0,53
Multi method Alta ψ, θ, ps 5 91,37 0,00** 0,98
Multi method Bassa ψ, p 2 51,31 0,00** 0,49
ψ, θ, ps 5 38,77 0,76** 0,33
Effetto delle covariate ψTS*TD, p 2 65,09 0,00 0,32
ψ, p 3 63,73 0,64 0,23
ψTD, p 3 64,33 1,24 0,17
ψTS+TD, p 4 62,68 1,59 0,14
ψTS, p 3 64,80 1,71 0,13
2016 Modelli chiusi vs aperti ψ, ec, dc, pc 6 574,35 0,00 0,60
Multi method ψ, θ, ps 5 603,68 0,00 0,50
ψ, θ, ps+t 16 581,94 0,26 0,44
Effetto delle covariate ψ, pt 13 209,96 0,00 0,80

Per i modelli migliori sono riportate le stime di probabilità di immigrazione/nascita di nuovi individui (e) e probabilità di emigrazione/morte (d) e gli errori standard associati (SE). w rappresenta il peso del modello, Akaike weight. La probabilità di rilevare/ non rilevare (p) la specie è riportata per il 2014 e per il 2016.

Anno Modello w Intervallo di tempo considerato (controlli) e (SE) d (SE)
2014 ψ, ec, dc, pc 0,53 1-4 0,00 (0,00) 1,00 (0,00)
5-26 0,32 (0,13) 0,15 (0,07)
27-31 0,00 (0,00) 1,00 (0,00)
2016 ψ, ec, d., pc 0,6 1-3 0,00 (0.00) 1,00 (0,00)
4-32 0,14 (0,03) 0,03 (0,01)

Modelli di Occupancy multi method

Nel 2014, l’attrattivo (RwWwS) e la posizione (altezza dal suolo) delle trappole hanno influenzato fortemente le probabilità di cattura di C. cerdo (Tabella 4). Le probabilità di cattura stimate, sono riportate in Tabella 6. Nel 2016, il grado di fermentazione dell’esca ha influenzato fortemente la probabilità di cattura (Tabella 4). Le trappole innescate con l’attrattivo che non è stato mai cambiato, hanno riportato il valore più elevato di probabilità di cattura: AN0.26 ± 0.03, B3Ws 0.16 ± 0.03, C2Ws0.16 ± 0.03 (valori ottenuti dal modello migliore ψ, θ, ps della Tabella 4, Anno 2106, Multi method).

Sono riportate le stime di probabilità di rilevare/ non rilevare (p) la specie per C. cerdo e gli errori standard associati (SE) per i modelli migliori ottenuti per le trappole (Con = controllo; RwBeBa = vino rosso, birra, banana; RwWwS = vino rosso, vino bianco, zucchero) a diverse altezze (alta = 10-20 m; bassa = 1,5–2 m). w è il peso del modello Akaike weight. I dati, sono stati registrati durante i campionamenti con 48 trappole effettuati presso Bosco della Fontana tra maggio e luglio 2014.

Trappola Modello W Con (SE) RwBeBa (SE) RwWwS (SE)
Alta ψ, θ, ps 0.98 0,00 (0,00) 0,05 (0,03) 0,31 (0,09)
Bassa ψ, θ, ps 0.49 0,03 (0,03) 0,03 (0,03) 0,03 (0,03)

Effetti delle covariate

I modelli di occupancy chiusi, sono stati quelli maggiormente supportati nel 2014, considerando le catture di C. cerdo comprese tra i controlli 8-16 (prima e ultima e cattura) all’interno delle trappole innescate con la migliore esca (RwWwS) e installate alla posizione migliore (alta). Le stime dell’influenza delle covariate sulla probabilità di rilevare la specie suggeriscono un effetto interattivo tra TS e TD (wTS * TD = 0.32) (Tabella 4, delle; figura 9). Nel 2016, la probabilità di rilevare la specie, non risulta influenzata dalla NSN (Tabella 4, delle). Per ottenere una stima del parametro ψ con un SE pari a 0,05, utilizzando i valori di p, ottenuti con le trappole posizionate in alto, innescate con RwWwS, in cui la miscela non è stata mai cambiata, è sufficiente utilizzare 10 trappole controllate 15 volte durante il periodo di campionamento. In altre parole, 10 trappole controllate 15 volte durante il periodo campionamento sono sufficienti per rilevare la specie con un alto grado di attendibilità (SE = 0,05) se la specie è presente nell’area.

Figura 9.

Stima della occupancy probability (ψ) in relazione alla specie di albero (grigio scuro = Quercus cerris; grigio chiaro = Quercus robur) e diametro dell’albero (TD). Le barre verticali mostrano l’errore standard (SE). I dati relativi alla probabilità di rilevare/ non rilevare la specie sono stati registrati durante il campionamento con le trappole esca effettuato a Bosco della Fontana nel 2014 da Maggio a Luglio.

Sono stati considerati: modelli di occupancy su larga scala (ψ), su piccola scala (θ), probabilità di rilevamento della specie (p), probabilità di ingresso di nuovi individui (e) e probabilità di partenza degli individui (d). Limiti, constrains: c = dipendenza entro un determinato intervallo di tempo (la p tra la prima e l’ultima cattura è diversa da quella osservata nelle altre settimane), s = metodi applicati, cioè esche o gradi di fermentazione, t = completa dipendenza dal tempo. Covariate del sito: TD = diametro dell’albero; TS = specie di albero; * = Effetto interattivo; + = Effetto additivo. Covariate del campionamento: RH = umidità relativa; TE = temperatura. COVARIATE + COVARIATE2 = rapporto polinomiale di secondo ordine. K rappresenta il numero di parametri nel modello, w peso del modello, Akaike weight e -2Log (L) è due volte il valore negativo del log-likelihood. Per ciascun modello sono stati calcolati i criteri di informazione di Akaike, Akaike Information Criteria (ΔAIC). Il ** indica l’utilizzo del Quasi-Akaike Information Criteria (ΔQAIC); l’AIC modificato per over dispersion (Burnham e Anderson 2002).

Il metodo standard per il monitoraggio di Cerambyx cerdo

Descrizione del metodo di monitoraggio proposto

In relazione ai risultati ottenuti, viene di seguito proposto il metodo standard per il monitoraggio di C. cerdo basato sull’utilizzo delle trappole con esca, seguito da alcune considerazioni pratiche. Le trappole innescate con vino rosso, vino bianco e zucchero posizionate oltre 10 metri di altezza, sono risultate il metodo migliore per individuare la specie a Bosco della Fontana. Le variabili ambientali maggiormente correlate con le catture di C. cerdo sono risultate il diametro dell’albero (≥ 50 cm) e la specie (Q. robur). A Bosco della Fontana querce e carpini, Q. robur, Q. cerris e C. betulus, rappresentano le specie dominanti, per cui la scelta dell’albero per il posizionamento della trappola dovrebbe essere effettuata tenendo conto delle preferenze di C. cerdo nell’area di studio (Weckwerth 1954, Döhring 1955, Neuman 1985). In particolare, la selezione dell’albero per l’installazione della trappola, dovrebbe essere guidata dalle seguenti considerazioni: (i) ricerca di querce con diametri maggiori tra quelli disponibili (almeno 50 cm se possibile), (ii) querce vive o parzialmente morte con segni di marcescenza a livello del tronco o dei rami e una chioma sofferente ma ancora vitale, (iii) ricerca di alberi colonizzati, con fori recenti, caratterizzati da rosume legnoso rossiccio.

Un albero parzialmente morto e idoneo al monitoraggio, dopo alcuni anni potrebbe non esserlo più, in quanto il graduale processo di deperimento del legno lo condurrà alla morte. Quindi, nella predisposizione di un piano di monitoraggio a lungo termine, è importante tenere a mente che l’albero inizialmente selezionato dovrà essere sostituito da altri alberi che diventeranno idonei negli anni futuri in seguito all’innescarsi di processi di deperimento del legno. In caso di tagli obbligatori, il processo di selezione degli alberi, dovrebbe quindi coordinarsi con il piano di monitoraggio a lungo termine in atto e, di conseguenza, con i cambiamenti ai quali gli alberi vanno incontro, per pianificare la gestione delle foreste e proteggere la biodiversità.

L’analisi statistica di questo lavoro ha dimostrato che, sebbene la probabilità di rilevare C. cerdo non sia risultata influenzata dal numero di alberi idonei vicini, ciò potrebbe essere dovuto all’omogeneità della foresta di Bosco della Fontana, caratterizzata da numerose querce idonee per C. cerdo. Pertanto, in una foresta caratterizzata da una maggiore eterogeneità in termini di struttura e composizione arborea, è opportuno selezionare alberi di grandi dimensioni, parzialmente morti, ed inserirli nel piano di monitoraggio a lungo termine.

Come spiegato nel piano di campionamento, la trappola consiste di due barattoli: quello inferiore contenente l’esca in forma liquida, e quello superiore, la camera di cattura. I due contenitori sono separati da una rete metallica per assicurare la sopravvivenza degli esemplari nella trappola evitando qualsiasi contatto con il liquido. Ogni litro di miscela è costituito dal 50% di vino rosso e dal 50% di vino bianco (500 cm3 ciascuno) con l’aggiunta di 220 g di zucchero. La miscela deve essere preparata una settimana prima dell’installazione delle trappole per ottenere un’esca con un certo grado di fermentazione e consentire allo zucchero di dissolversi completamente nella miscela. Come dimostrato, la trappola la cui miscela non è stata mai cambiata durante il campionamento, è risultata quella che ha registrato il maggior numero di catture, rispetto alle altre sostituite rispettivamente ogni tre e due settimane. Pertanto, durante l’intero periodo di campionamento, la miscela non deve mai essere cambiata, tranne nei casi in cui scenda sotto il livello di 500 cm3 a causa dell’evaporazione. Si raccomanda di controllare attentamente le trappole esposte al sole, può essere utile in questo caso, indicare con un pennarello sul contenitore, il livello che il liquido deve raggiungere per permetterne un rapido controllo quotidiano. Nell’area di studio, le trappole devono essere posizionate, almeno per la prima volta, alle due diverse altezze: a livello del tronco, circa 1,5–2 m di altezza (trappola bassa) e su rami oltre i 10 m (trappola alta). Infatti, come spiegato nel piano di campionamento, nel 2014, le trappole sono state posizionate sia a livello del tronco che sui rami. Solo in seguito, a causa del basso numero di catture registrato nelle trappole basse, nel 2016 a Bosco della Fontana, sono state installate solo le trappole alte. Ipotizziamo che il basso numero di catture di C. cerdo registrato nelle trappole basse a Bosco della Fontana, possa essere dovuto alla condizione altamente ombreggiata del sottobosco. Questa ipotesi risulterebbe in accordo con il basso numero di fori di uscita di C. cerdo individuati alla base del tronco, a differenza di quanto osservato sui rami più alti caduti a terra in questa area di studio (osservazione personale degli autori).

La posizione di ogni coppia di trappole (bassa e alta) deve essere tale da facilitare l’installazione e il controllo, soprattutto per quelle alte. E’ importante installare le trappole su alberi idonei lungo strade forestali, evitando terreni ripidi. Come spiegato nel piano di campionamento, per l’installazione della trappola alta è necessario l’utilizzo di una fionda forestale (BigShot by Sherrill tree) per il lancio della corda al quale viene poi legata la trappola stessa. L’operazione di lancio richiede una certa quantità di spazio libero intorno all’operatore, quindi in presenza di una foresta molto fitta, la selezione di alberi lungo le strade forestali o sentieri facilita le operazioni di installazione e successivo controllo della trappola alta.

Affinché i dati raccolti applicando il protocollo standard di monitoraggio (Tabella 7) forniscano informazioni attendibili su eventuali variazioni nell’abbondanza locale della popolazione di C. cerdo e possano essere confrontati negli anni, il protocollo deve essere ripetuto senza alcuna modifica nella sua applicazione. In ogni area devono essere selezionati 10 alberi; si suggerisce di mantenere tra essi una distanza di almeno 100 m e di installare su ciascun albero una coppia di trappole (una bassa e una alta). Nel caso di boschi di piccola estensione o con pochi alberi idonei (n <10), si dovrebbe ridurre il numero di coppie di trappole e/o la distanza tra gli alberi. Le trappole devono essere controllate quotidianamente, preferibilmente al mattino (dalle 8.00 alle 11.00), tre volte alla settimana per cinque settimane. Le trappole dovrebbero essere attivate il lunedì, rimanere attive fino a giovedì ed essere disattivate venerdì dopo il controllo. Dopo l’ultimo controllo, le trappole devono essere disattivate temporaneamente, rimuovendo il coperchio modificato con l’imbuto e chiudendo il contenitore con un coperchio integro. La durata di ogni sessione (controllo di dieci trappole, alte e basse) dipende dal numero di individui catturati e dalla distribuzione delle trappole nell’area di studio; indicativamente, dovrebbero essere sufficienti due ore per ogni sessione di controllo.

Sommario del protocollo di monitoraggio per Cerambyx cerdo

Protocollo di monitoraggio
Metodo Trappole con esca
Numero di alberi 10
Numero di trappole 20 trappole per ogni area di studio
Posizionamento delle trappole Su alberi lungo strade forestali o sentieri
Posizionamento sull’albero Una trappola sul tronco (1,5–2 m di altezza); l’altra sui rami (oltre i 10 m di altezza)
Distanza tra gli alberi con le trappole Almeno 100 m
Periodo di monitoraggio Giugno - Luglio
Numero di settimane 5
Numero di sessioni 15
Frequenza delle sessioni Tre a settimana
Orario giornaliero 8:00–11:00
Numero di operatori 2
Ore per persona 40 ore/persona
Equipaggiamento Cartellina appunti, foglio di campo, matita, GPS, corda, due barattoli di ricambio, bottiglie con miscela

I risultati dimostrano che l’applicazione del protocollo proposto in termini di numero di trappole e numero di controlli, permette di rilevare la specie con un errore standard pari a 0,05. Inoltre, sulla base dei dati fenologici, l’inizio del monitoraggio dovrebbe avvenire con l’inizio della 23a settimana dell’anno e terminare alla fine della 27a (orientativamente tra le fine di giugno e l’inizio di luglio). Tale periodo dovrebbe essere adattato in base a conoscenze pregresse a scala locale, sulla fenologia di C. cerdo. Qualora tale informazione non fosse disponibile (o non potesse essere dedotta dai dati di letteratura disponibili), esclusivamente per il primo anno di monitoraggio si raccomanda di anticipare l’inizio del monitoraggio alla 21a settimana dell’anno.

Il metodo standard descritto si basa esclusivamente sulla conta degli individui di C. cerdo catturati. Se si vogliono analizzare aspetti aggiuntivi della popolazione locale (per esempio la dimensione della popolazione, la durata della vita adulta, ecc.), il protocollo di monitoraggio proposto può essere integrato con l’applicazione del protocollo di cattura - marcaggio - ricattura. Durante il lavoro sul campo all’interno del progetto MIPP, questa tecnica è stata applicata con l’utilizzo di piccole etichette numerate, usate per le api regina (http://www.enolapi.net/wordpress/prodotti/bollini-segnare-le-regine/) e incollate all’elitra degli adulti con Loctite Super Attack Power Flex Gel) (Figura 10).

Figura 10.

Un individuo di Cerambyx cerdo catturato con una trappola esca sulla cui elitra è stato attaccata con la colla un’etichetta numerica per il riconoscimento (Foto di M. Bardiani).

Protocollo, materiali e attrezzature

Il primo step per l’applicazione del protocollo standard di monitoraggio prevede la selezione dell’albero su cui verrà installata la coppia di trappole, una volta selezionato l’albero idoneo secondo le caratteristiche sopra descritte (DBH > 50 cm, vivo o parzialmente morto e con segni di presenza di C. cerdo), l’albero deve essere identificato con un codice numerico univoco e georeferenziato con un GPS. Durante la selezione degli alberi, è importante posizionare le corde per l’installazione delle trappole oltre i 10 m sui rami più alti, come descritto nel piano di campionamento, in modo da poter valutare subito se l’albero selezionato è idoneo per l’installazione della trappola alta.

Il secondo step prevede la preparazione dell’attrattivo. La miscela deve essere preparata una settimana prima dell’installazione delle trappole al fine di ottenere un’esca con un grado iniziale di fermentazione e consentire allo zucchero di dissolversi completamente nella miscela. Ogni litro di miscela è formato da 50% di vino rosso e 50% di vino bianco (500 cm3 di ciascuno), con l’aggiunta di 220 g di zucchero. Nel giorno previsto di inizio dell’attività di campionamento, la miscela deve essere distribuita all’interno del barattolo inferiore di ogni trappola.

Il terzo step prevede l’installazione delle dieci trappole: una bassa e una alta. Una volta posizionate le trappole, il tappo del contenitore superiore deve essere rimosso e sostituito dal coperchio modificato con l’imbuto.

Il quarto e ultimo passo prevede il controllo delle trappole. Le trappole devono essere controllate tre volte alla settimana, durante il periodo di massima attività di C. cerdo. In caso di maltempo, è consigliabile eseguire l’attività di campo un altro giorno, comunque il prima possibile, per evitare la morte dei coleotteri all’interno della trappola. Una volta che il controllo delle trappole è stato completato, deve essere annotato il numero di individui per trappola, specificandone il sesso. Dopo la compilazione della scheda di campo (vedi file supplementare 2: scheda di campo), gli individui devono essere liberati su alberi vicini a quelli con le trappole.

Validità spaziale, vincoli e possibili interferenze

Nel presente studio, il protocollo di cattura-marcaggio-ricattura applicato nel 2016 è stato utilizzato per calcolare le distanze coperte dagli individui catturati. Questo calcolo ha mostrato che gli adulti di C. cerdo possono muoversi in media 750 m ± 309 m (deviazione standard, SD). Pertanto, si presume che la validità dei risultati del monitoraggio si riferisca a un’area estesa fino a un massimo di 1000 m a partire dall’albero selezionato per le trappole. Assumendo una distanza media di 100 m tra ognuno dei 10 alberi selezionati, se si calcola l’area che si estende fino a un massimo di 1000 metri a partire da questi alberi, si ottiene un’area di circa 300 ettari. Questa area rappresenta la superficie forestale per la quale i risultati del monitoraggio si possono considerare validi. Se l’area monitorata si trova all’interno di una foresta omogenea (in termini di età degli alberi, composizione, gestione forestale, e quantità di legno morto ecc), la validità si estende a tutta la zona.

L’impegno maggiore che comporta l’applicazione di questo protocollo è rappresentato dal controllo obbligatorio quotidiano delle trappole per evitare lesioni o la morte degli individui catturati e la loro esposizione ad elevate temperature diurne all’interno delle trappole.

Una possibile interferenza con l’utilizzo delle trappole è legata alla possibile presenza del ghiro (Glis glis) nell’area di studio. Infatti, come riportato da Bardiani et al. (2017a) questo roditore potrebbe entrare nella trappola impedendo la raccolta dei coleotteri o uccidendo gli individui catturati.

Nelle aree accessibili al pubblico le trappole basse legate ai tronchi e i punti (per esempio piccoli arbusti) a cui sono legate le corde per le trappole alte sono spesso facilmente visibili e accessibili ai visitatori. Si suggerisce quindi, di nasconderli per quanto possibile, ma in generale l’uso di cartelli esplicativi sul monitoraggio e sulla funzione della trappola rappresentano il modo migliore per informare le persone ed evitare eventuali interferenze. Inoltre, l’uso di trappole con la miscela attrattiva potrebbe influenzare il monitoraggio di altri coleotteri (per esempio cervi volanti, cetonie) attratti da questo tipo di esca (Bardiani et al. 2017b).

Conteggio, quantificazione e condivisione dei dati

Al fine di valutare lo stato di conservazione delle popolazioni di C. cerdo per una determinata area, un valore di riferimento può essere calcolato come segue (Tabella 8):

Un esempio di calcolo del valore totale e medio degli individui conteggiati. Il valore medio ottenuto è il numero di riferimento per confrontare i dati a lungo termine e per identificare il trend della popolazione. L’intervallo di valori ottenuti durante il progetto MIPP varia tra 29 coppie con 8 trappole con esca (Bosco Fontana 2014) e 256 catture con 54 trappole con esca (Bosco Fontana 2016) (BT = baited traps, trappole con esca, A = alta, B = bassa).

BT1 BT2 BT3 BT4 BT5 BT6 BT7 BT8 BT9 BT10 Totale per settimana Valore medio per settimana
A B A B A B A B A B A B A B A B A B A B
Settimana1 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 0.15
Settimana 2 1 1 1 1 0 0 2 0 1 0 2 0 0 1 0 0 1 0 1 0 12 0.6
Settimana 3 1 3 0 1 1 0 1 1 4 1 5 4 3 1 4 1 3 0 4 0 38 1.9
Settimana 4 2 0 3 1 0 0 3 0 1 2 2 1 0 0 2 2 1 0 1 1 22 1.1
Settimana 5 1 1 0 1 1 0 0 0 2 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 8 0.4
Totale per A/B 5 5 5 4 2 0 6 2 8 3 10 5 4 2 7 3 5 0 6 1 83 4.15
Numero medio di catture per trappola e settimana 0.83

1) Per ogni settimana, calcolare il numero totale di individui (maschi + femmine) ottenuto sommando il numero di individui trovati in ciascuna trappola. Si raccomanda di scrivere separatamente il numero di individui catturati nelle trappole basse e in quelle alte.

2) Calcolare i valori medi degli individui catturati in ogni settimana e per ogni tipo di trappola (alta e bassa).

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Linee guida per il monitoraggio di Rosalia alpina

Introduzione

La Rosalia alpina, Rosalia alpina (Linnaeus, 1758) (Coleoptera: Cerambycidae), è un coleottero di dimensioni relativamente grandi, associato a foreste mesofile (generalmente di faggio) con presenza di alberi senescenti, morti o parzialmente morti ed esposti al sole. Questa specie è elencata negli allegati II e IV della Direttiva Habitat (Consiglio Direttivo 92/43/EEC del 21 maggio 1992 sulla conservazione degli ambienti naturali e della fauna selvatica e della flora). La Direttiva Habitat prevede che ogni stato membro dell’Unione Europea, predisponga ogni sei anni, un rapporto sullo stato di conservazione delle specie elencate negli allegati. Con lo scopo di supportare questo dovere istituzionale, nell’ambito del progetto Life “Monitoraggio degli insetti con la partecipazione del pubblico” (LIFE11 NAT/IT/000252) (in seguito, MIPP) sono state condotte indagini di campo per sviluppare metodi standard di monitoraggio per i coleotteri saproxilici target del progetto: Osmoderma eremita (coleottero eremita, Scarabaeidae), Lucanus cervus (cervo volante, Lucanidae), Cerambyx cerdo (cerambice della quercia, Cerambycidae), Rosalia alpina (Rosalia alpina, Cerambycidae), Morimus asper/funereus (morimo, Cerambycidae).

Il presente contributo dedicato a R. alpina fa parte di un volume speciale sul monitoraggio dei coleotteri saproxilici protetti in Europa. Lo studio inizia con un’ampia revisione delle attuali conoscenze sulla sistematica, distribuzione, ecologia, etologia e stato di conservazione di R. alpina. La revisione è quindi seguita da una dettagliata descrizione del lavoro di campo effettuato durante il progetto MIPP. Le elaborazioni statistiche condotte, hanno avuto come obiettivo quello di valutare le preferenze di habitat da parte di R. alpina. Inoltre i differenti metodi di campionamento sono stati testati e comparati allo scopo di sviluppare un protocollo di monitoraggio standard speditivo, discusso alla fine del lavoro.

Sistematica e distribuzione

Rosalia alpina appartiene alla famiglia Cerambycidae, sottofamiglia Cerambycinae. La specie è stata decritta sulla base di un reperto raccolto nelle Alpi Svizzere da Scheuchzer nel 1703 (Duelli e Wermelinger 2010). Il genere Rosalia (sensu stricto) include cinque specie nella regione Olartica (Tavakilian e Chevillotte 2017), ma solamente una è presente in Europa.

Rosalia alpina vive prevalentemente nelle regioni montuose dell’Europa centrale e meridionale, dalla regione Cantabrica agli Urali meridionali al Caucaso (Müller 1950, Von Demelt 1956, Sama 1988, 2002, Bense et al. 2003, Binner e Bußler 2006, Özdikmen 2007, Krasnobayeva 2008, Shapovalov 2016, Danilevsky 2017). Apparentemente, la distribuzione geografica di questa specie segue la distribuzione del faggio (Fagus sylvatica e F. orientalis) ma si estende anche dove il faggio è assente, in particolare nell’Europa centrale e nella Russia meridionale. Tutti i reperti del Nord Africa o delle regioni mediorientali (ad eccezione della Turchia) sono considerati dubbi in quanto costituiti da errori o interpretazioni confuse sulle località di raccolta dei reperti (Sama 2002, 2010, Alì e Rapuzzi 2016). In letteratura vengono riportate due sottospecie di R. alpina (Sama e Löbl 2010): R. a. alpina (Linnaeus, 1758) diffusa in Europa e Turchia settentrionale, e R. a. syriaca Pic, 1895 (Müller 1950, Von Demelt 1956, Sama 2002). Quest’ultima è stata decritta a partire da esemplari trovati a Akbes (=Akbez), un villaggio nella Turchia meridionale, vicino al confine con la Siria. Questa popolazione relitta, è stata considerata estinta da Sama (2002), ma recentemente confermata per le aree occidentali delle montagne del Nur (villaggio di Topaktas, area di Dortyol) (Sama et al. 2012, Alì e Rapuzzi 2016). Sebbene l’area di distribuzione di R. alpina sia relativamente ampia, le sue popolazioni sono oggi altamente frammentate a causa della rarefazione degli habitat idonei (vedi sezione “stato di conservazione e minacce”). Infatti, all’interno del suo areale di diffusione, la specie risulta ristretta a piccole porzioni di foreste montane di latifoglie ricche di alberi senescenti (per lo più di faggio) e con abbondante presenza di legno morto (Sama 1988, Duelli e Wermelinger 2010). La specie è stata trovata anche in foreste costiere igrofile, per esempio in Italia meridionale e in Bulgaria. Delle due popolazioni costiere italiane, molto note fra gli entomologi, una è considerata estinta (Maccarese, Roma) mentre l’altra è ancora presente (Policoro, Matera) (Rapuzzi P. osservazione personale).

Analisi genetiche hanno messo in evidenza un’elevata diversità genetica nelle popolazioni di R. alpina. Tuttavia, partendo dalla Grecia nord-occidentale, è stata osservata una significativa riduzione della diversità genetica, in funzione della latitudine (Drag et al. 2015). Nell’emisfero settentrionale, questo rappresenta un modello genetico comune di colonizzazione post-glaciale, a partire dai rifugi glaciali (Hewitt 2000). Infatti, le popolazioni dell’Europa centrale sono geneticamente poco variabili rispetto a quelle dell’area meridionale, dove si rinvengono 4 distinti rifugi glaciali nelle regioni delle penisole mediterranee. In questo contesto, le popolazioni italiane di R. alpina sembrano essere geneticamente omogenee e pertanto rappresentano un’unica rilevante unità di conservazione in Europa (Molfini M. osservazione personale).

Morfologia

Gli adulti di R. alpina (Figura 1) hanno una lunghezza compresa tra 14 e 40 mm (escluse le antenne) e presentano una colorazione peculiare del corpo: bluastro-grigio con macchie nere sulle elitre, di forma variabile ma generalmente simmetriche tra le due elitre (Bense 1995, Bense et al. 2003). Le macchie nere (generalmente tre per elitra) possono essere più o meno grandi, di forma variabile, a volte tra loro completamente fuse, raramente coprenti le intere elitre, altre volte del tutto assenti o a formare delle strisce trasversali (Demelt 1956, Bense 1995, Luce 1996, Harde 1996, Bense et al. 2003). La disposizione più comune delle macchie elitrali è quella a sei macchie: le posteriori sono più piccole mentre le mediane e le apicali sono più grandi. Una macchia nera può essere presente anche sul pronoto, generalmente adiacente al margine anteriore (Villiers 1978). Le macchie elitrali sono individuo-specifiche e grazie all’ elevata variabilità che le caratterizza soprattutto nella forma e nelle dimensioni, sono state utilizzate in studi di cattura-marcaggio-ricattura per il riconoscimento tra gli individui (Luce 1996, Caci et al. 2013, Rossi de Gasperis et al. 2017). Le antenne sono lunghe ed evidenziano un dimorfismo sessuale netto: nella femmina sono corte, appena poco più lunghe del corpo, mentre nel maschio sono lunghe, anche due volte la lunghezza del corpo (Harde 1996). Il colore dei segmenti antennali varia in base alla loro posizione sull’antenna: i primi antennomeri sono completamente neri, il terzo fino al sesto-settimo sono blu, ognuno con un ciuffo cospicuo di peli neri sull’apice, mentre gli ultimi tre-quattro antennomeri sono blu con apici neri e lisci (Villiers 1978, Bense 1995). Queste caratteristiche cromatiche rendono unici e facilmente riconoscibili gli adulti di R. alpina, che non possono essere confusi con altri coleotteri cerambicidi della fauna europea (Luce 1996).

Figura 1.

Immagine di un individuo adulto di R. alpina (Foto di Pasquale Buonpane, in località Piana delle Sècine, Letino (CE), il 12.07.2015, record n. 2229, citizen science database del progetto LIFE MIPP).

La larva di R. alpina mostra caratteristiche morfologiche comuni a molti altri coleotteri cerambicidi xilofagi: il corpo è allungato, subcilindrico con lati dorsali e ventrali leggermente schiacciati, superficie leggermente sclerotizzata, per lo più glabra con brevi setole; il capo è tipicamente retratto nel protorace, con apparati boccali ben sclerotizzati e scuri; il protorace è allargato con distinte aree rugose; le zampe sono ridotte. La larva di R. alpina ha un corpo color bianco-crema, lungo fino a 40 mm e largo circa 9 mm (cfr. Švácha e Danilevsky 1987, Duelli e Wermelinger 2010).

Ecologia

Rosalia alpina è una specie saproxilica, xilofaga e xerotermofila obbligata. Le caratteristiche che definiscono l’habitat tipico di questa specie sono state largamente studiate in Europa (Sama 2002, Duelli e Wermelinger 2005, Ciach et al. 2007, Horák et al. 2009, Čížek et al. 2009, Russo et al. 2011, 2015, Trizzino et al. 2013, Michalcewicz et al. 2013, Di Santo e Biscaccianti 2014, Castro et al. 2016). Al contrario, solo pochi studi si sono concentrati sull’ecologia e l’etologia degli adulti e delle larve (Drag et al. 2011, Russo et al. 2011, 2015).

R. alpina è una specie caratterizzata da un certo grado di plasticità ecologica in Europa: pur essendo generalmente considerata montana e associata a foreste di faggio, questo cerambicide è capace di colonizzare un’ampia varietà di altre latifoglie (Aceraceae, Betulaceae, Fagaceae, Oleaceae, Tiliaceae, Ulmaceae), partendo dall’area costiera fino a circa 2000 m s.l.m. (Duelli e Wermelinger 2005, Ciach et al. 2007, Cizek et al. 2009a, Bosso et al. 2013, Lachat et al. 2013, Di Santo e Biscaccianti 2014). A scala di paesaggio, R. alpina predilige foreste caratterizzate dalla presenza di ambienti aperti o semi-aperti (Russo et al. 2011). A livello di singolo albero, predilige quelli senescenti, morti o parzialmente morti, ancora in piedi ed esposti al sole, mentre evita alberi circondati da alti arbusti che possono ostacolare il volo degli adulti. Inoltre, questa specie tende a colonizzare piante con una corteccia spessa, piuttosto che quelle con corteccia più sottile (Russo et al. 2011). Questi aspetti ecologici peculiari di R. alpina spiegano perché le tecniche di gestione forestale possano influenzare negativamente la consistenza delle sue popolazioni e perfino determinare la loro estinzione a livello locale. In generale, la limitata capacità di dispersione degli adulti espone in modo evidente R. alpina ai rischi legati alla frammentazione dell’habitat (Russo et al. 2011, Drag et al. 2011, Bosso et al. 2013) (per ulteriori dettagli vedi sezione “stato di conservazione e minacce”).

In generale, gli adulti di R. alpina sono attivi e mobili in condizioni di tempo soleggiato e con temperature elevate, generalmente dalle ore 10:00–11:00 alle 14:00–18:00, con dei picchi di attività tra le ore 12:00–14:00. Inoltre, non sono state osservate differenze tra femmine e maschi nei ritmi giornalieri di attività (Drag et al. 2011).

Gli adulti in genere si muovono in uno spazio forestale ristretto, ma a volte sono capaci di percorrere lunghe distanze volando per raggiungere habitat idonei. Studi di cattura-marcaggio-ricattura hanno mostrato che movimenti nell’arco di un centinaio di metri sono abbastanza frequenti, senza differenze di comportamento tra i sessi (Drag et al. 2011). La distanza più lunga percorsa da un adulto di rosalia è di circa 1,5 Km (Drag et al. 2011; Rossi de Gasperis et al. 2016). Tuttavia, le effettive distanze percorse possono essere sottostimate nel protocollo di cattura-marcaggio-ricattura.

Studi di cattura-marcaggio-ricattura condotti in Repubblica Ceca, hanno permesso di stimare la durata della vita in condizioni naturali, che si attesta intorno a 24 giorni per le femmine e 15 giorni per i maschi (Drag et al. 2011). Gli adulti non sembrano dipendere dalla presenza di fiori per l’alimentazione (Lachat et al. 2013) e probabilmente non si nutrono, così come osservato in molte specie della sottofamiglia Cerambycinae. Dati pubblicati da Drag et al. (2011) supportano questo aspetto, in quanto nessuna attività di alimentazione è stata osservata in oltre 1.500 catture.

La fenologia degli adulti dipende dalla latitudine, altitudine e condizioni climatiche locali. L’emergenza degli adulti dai fori, può iniziare a maggio ma più frequentemente si verifica tra luglio e agosto (Duelli e Wermelinger 2005, Drag et al. 2011). In Italia, le prime e le ultime catture sono state registrate tra la terza decade di giugno e la seconda decade di settembre, con picchi di attività tra la metà di luglio e la metà di agosto (Duelli e Wermelinger 2005, Di Santo e Biscaccianti 2014). Questi dati risultano confermati anche dai campionamenti condotti durante il progetto MIPP presso le Foreste Casentinesi (Toscana ed Emilia-Romagna) e nel Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise (Rossi de Gasperis et al. 2017). Nell’ambito dell’attività di Citizen Science del progetto MIPP, i dati raccolti dai cittadini hanno evidenziato un periodo più lungo di attività di R. alpina (da metà maggio fino alla metà di settembre); la maggior parte delle osservazioni ricade comunque fra i primi di luglio e la fine di agosto. Inoltre, i dati di Citizen Science mostrano che il picco di attività tende a verificarsi più avanti nella stagione all’aumentare dell’altitudine (Campanaro et al. 2017).

I maschi fuoriescono in genere una settimana prima delle femmine e difendono il territorio, rappresentato da tronchi esposti al sole, da altri maschi competitori per potersi accoppiare con le femmine (Duelli e Wermelinger 2005). Subito dopo l’accoppiamento, le femmine depongono le uova tra le fessure del legno asciutto di alberi esposti al sole. Per individuare un substrato idoneo per l’ovideposizione, le femmine eseguono diversi saggi sulla corteccia utilizzando l’ovopositore (Duelli e Wermelinger 2005); in genere prediligono tronchi secchi in decomposizione di alberi con un diametro superiore ai 20 cm (Bense 1995, Castro et al. 2012). Occasionalmente depongono le loro uova anche nelle ceppaie o in grossi rami caduti a terra (Duelli e Wermelinger 2005, Campanaro et al. 2011, Castro et al. 2012). La preferenza osservata, per tronchi in piedi e di diametro maggiore tra quelli disponibili, può essere dovuta a diversi fattori: (i) una maggiore disponibilità di substrato per lo sviluppo in tronchi più grossi, (ii) un maggiore isolamento dall’umidità che caratterizza il legno morto caduto a terra e (iii) una maggiore disponibilità di cibo e condizioni di umidità adeguate in alberi più grossi (Castro et al. 2012).

Per l’ovideposizione, le femmine preferiscono legno privo di corteccia (anche se non disdegnano porzioni coperte da corteccia) e depongono le uova in profondità nelle fessure. Le larve si sviluppano a circa 1–1,5 cm sotto la superficie del legno e si spostano in profondità via via che crescono. Come conseguenza, la maggior parte delle gallerie si trovano alla profondità di 4–10 cm (Cizek L. osservazione personale). Lo sviluppo larvale si completa dopo due-tre anni, in funzione delle condizioni climatiche e della qualità del substrato di sviluppo (Sama 1988, 2002). In Europa, le larve sono state spesso trovate nel legno di faggio (Fagus spp.), ma in molti casi si sviluppano nel legno di altre specie di latifoglie, come acero, olmo, frassino, castagno, salice, nocciolo, tiglio e carpino (Sama 2002, Duelli e Wermelinger 2005, Ciach et al. 2007, Čížek et al. 2009, Horák et al. 2009, Simandl 2012, Michalcewicz et al. 2013, Trizzino et al. 2013). In diverse aree a bassa quota dell’Europa centrale e sud-orientale, come ad esempio in Russia (ad eccezione del Caucaso) le popolazioni di R. alpina non vivono sul faggio; inoltre, anche nelle foreste di faggio, la rosalia può regolarmente colonizzare aceri e olmi (Cizek L. osservazione personale). Prima dell’arrivo dell’ultimo inverno, la larva si sposta verso la superficie del legno (verso la corteccia) e, in primavera o all’inizio dell’estate, costruisce una cella pupale e un foro di uscita dal tronco. Il foro di uscita ha un diametro che varia da 4,9 a 12 mm in lunghezza e da 3 a 8 mm in larghezza (Campanaro et al. 2011, Ciach e Michalcewicz 2013). La forma del foro è generalmente ellissoidale lungo l’asse longitudinale e risulta parallela alla direzione delle fibre del legno (Campanaro et al. 2011). Larghezza e altezza dei fori di uscita sono positivamente correlati con le dimensioni degli adulti, in particolare con la larghezza del pronoto (Ciach e Michalcewicz 2013).

Stato di conservazione e minacce

Rosalia alpina, elencata negli allegati II e IV della Direttiva Habitat, secondo la lista rossa italiana rientra nella categoria “Quasi minacciata” “Near Threatened” (NT) (Audisio et al. 2014, Carpaneto et al. 2015), mentre secondo la lista rossa europea appartiene nella categoria di “Minor preoccupazione” “Least Concern” (LC) (Nieto e Alexander 2010), come anche per l’area mediterranea (Verdugo et al. 2016). Su scala globale, la specie è classificata come “Vulnerabile” “Vulnerable” (VU) (World Conservation Monitoring Centre 1996). Come scritto in precedenza, la distribuzione geografica di R. alpina appare molto frammentata (Sama 2002, Jurc et al. 2008) a causa della perdita di habitat idonei (Čížek et al. 2009, Drag et al. 2011, Russo et al. 2011, Michalcewicz e Ciach 2015). La frammentazione dell’habitat porta verso un graduale isolamento delle popolazioni rappresentando una minaccia per R. alpina come per altre specie di coleotteri saproxilici caratterizzati da una limitata capacità di dispersione (Drag et al. 2011, Bosso et al. 2013).

I fattori che influenzano maggiormente la dinamica di popolazione e che possono condurre all’estinzione locale di R. alpina sono: (i) l’abbandono di forme di gestione forestale a carattere tradizionale (come ad esempio la capitozzatura e la gestione dei pascoli alberati) e/o la loro conversione in foreste d’alto fusto, le quali riducono la disponibilità di alberi esposti al sole (Drag et al. 2011, Lachat et al. 2013), (ii) la rimozione di legno morto a terra o di alberi senescenti (Duelli e Wermelinger 2005, Čížek et al. 2009, Russo et al. 2010). Un albero senescente o morto in piedi può rappresentare un’importante risorsa per un elevato numero di larve e adulti, rappresentando un “albero chiave” per una popolazione o una comunità saproxilica (Audisio et al. 2014, Carpaneto et al. 2015), (iii) la pratica di accatastare tronchi di alberi caduti o tagliati in foresta, in quanto sono attrattivi per le femmine in fase di ovideposizione e quindi rappresentano una trappola ecologica una volta rimossi (Duelli e Wermelinger 2005, Adamski et al. 2016), (iv) incendi forestali (Duelli e Wermelinger 2005, Trizzino et al. 2013).

Revisione delle esperienze di monitoraggio in Europa

In base alla revisione della letteratura scientifica disponibile, i protocolli finora proposti per il monitoraggio di R. alpina possono essere inseriti in due categorie: (i) conteggio dei fori di uscita degli adulti; (ii) conteggio degli adulti lungo transetti o plot (superficie di campionamento in genere quadrata o circolare) di riferimento. Nuovi protocolli per il monitoraggio di R. alpina potrebbero essere sviluppati in futuro qualora venisse indentificato il feromone di aggregazione prodotto da questa specie. Negli USA, Ray et al. (2009) sono riusciti ad identificare e sintetizzare una sostanza volatile aggregante prodotta dal maschio di Rosalia funebris Motschulsky, 1845 [(Z)-3-decenyl (E)-2-hexenoate]. Gli autori americani hanno catturato un numero elevato di individui con trappole innescate con la sostanza identificata.

Nei successivi paragrafi vengono riportate le esperienze di campionamento e/o i protocolli standard di monitoraggio adottati in diversi paesi europei.

Austria

I fori di sfarfallamento di R. alpina su faggi in piedi e caduti a terra sono stati studiati da Paill e Mairhuber (2010). Nel 2014, studi condotti nel parco nazionale Kalkalpen da Friess et al. (2014) hanno permesso di individuare 79 “siti standard” (ognuno di dimensioni pari a: 141m × 141m), all’interno dei quali sono stati individuati fori di emergenza su faggi, ispezionando con i binocoli anche la parte alta dei tronchi. Le osservazioni di R. alpina sono stati effettuate durante i mesi di luglio e agosto. Questo tipo di lavoro è stato svolto da due persone per un totale di 20 giorni lavorativi.

Bulgaria

Il protocollo di monitoraggio adottato in Bulgaria (Anonimo 2015) si basa su transetti della lunghezza di 1 km, percorsi da due persone che camminano l’una a fianco dell’altra, rilevando la presenza di R. alpina su entrambi i lati del transetto. All’interno dei transetti gli operatori si muovono in parallelo mantenendo tra loro una distanza pari a 1-1,5 m e cercando a vista micro-habitat potenzialmente idonei per la specie nel raggio di 10 m a partire da una linea immaginaria dal centro del transetto (il transetto ha una larghezza di circa 20 m). I micro-habitat idonei sono alberi con tronchi grandi, in piedi o a terra, morti o parzialmente morti, o anche grossi rami caduti o legna accatastata. Il monitoraggio di R. alpina deve essere svolto in giornate soleggiate, senza vento e durante le ore più calde, tra le ore 11:00 e 17:00, ma preferibilmente tra le 13:00 e le 15:00.

Repubblica Ceca

Il metodo standard adottato in Repubblica Ceca, si basa su transetti larghi 20 m. Il monitoraggio deve essere svolto quattro volte a settimana, preferibilmente tra la metà di luglio e la metà di agosto (Vávra e Drozd 2006). I transetti devono essere percorsi solo in una direzione nelle giornate calde e senza vento, registrando il numero di adulti osservati in volo o sui tronchi. Ogni transetto deve essere ispezionato ogni tre anni. Tale metodo può essere integrato con l’applicazione del protocollo di cattura-marcaggio-ricattura che permette di monitorare la dimensione della popolazione. Viene inoltre raccomandato di segnare i fori di uscita freschi, per avere ulteriori informazioni sullo stato della popolazione. L’applicazione del protocollo di cattura-marcaggio-ricattura è stata eseguita con successo da Cizek et al. (2009b) sull’ultima popolazione di R. alpina in Boemia, dove in totale sono stati marcati 598 individui. Nel 2011, in alcune vecchie foreste di faggio, individuate mediante foto aeree, Drag et al. (2011) hanno effettuato la ricerca degli adulti e dei fori di uscita. Sulla base dei risultati ottenuti, è stato possibile suddividere le diverse aree di studio in tre categorie, in base a stime di abbondanza di legno morto (basso, medio, alto) e allo stato della popolazione locale di R. alpina: (i) popolazione numerosa, con adulti e fori di sfarfallamento che si rinvengono facilmente, (ii) popolazione ridotta, con adulti e fori di sfarfallamento rari, (iii) nessuna presenza né di adulti né di fori. Nelle aree caratterizzate da popolazioni numerose sono stati successivamente applicati protocolli di cattura-marcaggio-ricattura. In primo luogo sono stati selezionati alberi idonei (vecchi, morti o con porzioni morte) e varie tipologie di legno in decomposizione (ad esempio ceppaie). Gli alberi selezionati e i substrati di legno marcescente sono stati ispezionati per l’individuazione degli adulti; tali indagini sono state condotte nel mese di luglio in condizioni meteorologiche idonee (temperature >15°C, assenza di pioggia) tra le ore 10:00 e 18:00. Gli individui sono stati marcati sulle elitre con un pennarello indelebile nero, inoltre il margine distale delle elitre è stato tagliato per permettere il riconoscimento degli individui marcati qualora il codice riportato con il pennarello si fosse cancellato; gli individui sono stati anche fotografati.

Francia

Bensettiti e Gaudillat (2004) hanno stabilito che l’osservazione di questa specie in campo è spesso occasionale e che pertanto è difficile definire un programma di monitoraggio quantitativo delle popolazioni. Recentemente, è stato condotto un censimento nazionale dei coleotteri saproxilici con lo scopo di stabilire l’attuale distribuzione di ogni specie presente in Francia (http://saprox.mnhn.fr). I primi risultati su R. alpina sono stati recentemente pubblicati (de Flores e Sueur 2015); circa 400 persone hanno preso parte al campionamento effettuato nel 2014, fornendo 979 punti di osservazione.

Germania

In Baviera, il protocollo standard di monitoraggio per R. alpina consiste nel cercare i caratteristici fori di uscita sui tronchi. Nei primi mesi dopo lo sfarfallamento, i margini del foro di emergenza sono più chiari permettendo di riconoscere i fori dell’anno in corso rispetto a quelli degli anni passati. Questo metodo è stato testato per la prima volta nel 2004 e viene ormai usato dal 2006 come metodo standard per il monitoraggio nelle aree Natura 2000 in Baviera (Binner e Bußler 2006, Bußler et al. 2016). Prima del lavoro di campo, viene prodotta una mappa digitalizzata per individuare le aree potenzialmente idonee per la specie (Binner e Bußler 2006). Ogni 100 ettari di foresta, un sito caratterizzato da 5-10 alberi idonei (o altri tipi di substrato idoneo) viene ispezionato. L’area di ogni sito non è standardizzata, perché l’individuazione di essi è basata sul numero di substrati idonei che vengono individuati (Binner e Bußler 2006). Nel 2006 questo metodo è stato adottato come metodo standard in tutta la Germania (Binner e Bußler 2006) e si basa esclusivamente sulla ricerca dei fori di uscita; non necessariamente si devono trovare gli adulti, in quanto tali osservazioni sono ritenute solamente informative sui parametri di dispersione della specie. Anche per la regione del Baden-Würtemberg (Biewald et al. 2014) il monitoraggio di R. alpina si basa sul conteggio dei fori di sfarfallamento distinguendo quelli recenti da quelli più vecchi. Più di 50 fori recenti indicano popolazioni numerose, da 6 a 50 fori indicano popolazioni di media grandezza, meno di 6 fori suggeriscono popolazioni assai scarse.

Polonia

Un metodo di monitoraggio standard è stato proposto da Ciach (2015). Il protocollo si basa sull’osservazione degli adulti (inclusi i resti) e sull’individuazione dei fori di sfarfallamento su alberi potenzialmente idonei, soprattutto faggi. Non vengono impiegate strutture attrattive, come ad esempio le cataste di legna, in quanto queste vengono considerate causa di errori nell’interpretazione dei dati. All’interno dell’area di studio viene individuata un’area potenzialmente idonea per la presenza della specie, in cui si seleziona una superficie di 1 km2 che viene divisa in 4 settori. In ognuno dei 4 settori viene individuato un transetto lungo 500 m. Su ogni transetto vengono selezionate 5 aree circolari di 10 m di diametro, distanti tra loro 100 m. In queste aree circolari viene effettuata la ricerca di adulti e fori di uscita attraverso campionamenti su ogni substrato potenzialmente idoneo per la presenza di R. alpina (in genere alberi di faggio o altre specie di latifoglie).

Romania

Fusu et al. (2015) suggerisce di selezionare un’area di circa 1 ettaro (per esempio lunga 50 m e larga 20 m) e selezionare piante idonee (spesso faggio, ma anche acero o altre latifoglie) per l’osservazione degli adulti. Questi possono anche essere individuati su cataste formate da tronchi di alberi abbattuti di recente. Qualora siano individuati alberi idonei in numero sufficiente, le ricerche degli adulti possono essere estese fino a coprire un’area di un ettaro. Il numero minimo di operatori necessari è tre.

Slovenia

Vrezec et al. (2012) suggerisce un protocollo di monitoraggio basato su controlli giornalieri di tronchi di faggio recentemente tagliati, consigliando di controllare almeno 33 unità per stimare l’abbondanza, ma di utilizzarne 78 per confermare l’assenza della specie in una data area. Il periodo dell’anno più indicato per il lavoro di campo è tra la fine di luglio e l’inizio agosto. In parallelo a questo protocollo di monitoraggio, rilievi sulla presenza di R. alpina vengono raccolti dai cittadini tramite attività di Citizen Science. Quest’ultimo approccio è parte integrante del metodo di monitoraggio nazionale. Ogni anno, differenti sistemi di comunicazione (TV, giornali locali e nazionali, siti web, ecc.) vengono impiegati per raggiungere il pubblico, inoltre, vengono esposti pannelli informativi nelle scuole, aree protette, ecc. Tutti i dati pervenuti, vengono successivamente validati da esperti (Vernik M. osservazione personale).

Spagna

Pagola Carte (2007) ha monitorato la presenza di R. alpina su ceppaie, tronchi in piedi e a terra, in 7 aree di campionamento. Ciascuna area è stata ispezionata nove volte nei mesi di luglio e agosto, con un tempo di controllo di ciascuna area pari a 10 minuti (senza contare il tempo di spostamento tra un’unità di campionamento e l’altra). Il monitoraggio viene condotto rilevando la presenza di esemplari vivi di R. alpina o resti (elitre, zampe, antenne, ecc.) fra le ore 13:00 e 16:00. Gli autori suggeriscono anche di fotografare gli individui per future identificazioni basate sul pattern elitrale. Castro et al. (2012) hanno monitorato alberi di faggio in 81 aree potenzialmente idonee localizzate con una griglia di 1x1 km, lungo sentieri facilmente accessibili all’interno di aree boschive. Tutte le piante di faggio sono state ispezionate alla ricerca di adulti di R. alpina e fori di sfarfallamento; le attività di campionamento si sono svolte da giugno a settembre. Il seguente protocollo è stato invece seguito da Castro e Fernández (2016): (i) individuazione degli alberi idonei, (ii) ricerca di fori di sfarfallamento in porzioni di legno morto e secco, corrispondenti a un volume minimo di legno pari a un tronco di diametro 25 cm e lungo 2 m. Ogni albero è stato ispezionato anche per la ricerca di individui adulti o resti, per otto volte durante il mese di luglio e agosto, tra le ore 11:00 e 18:00. Infine, il numero di fori di sfarfallamento per ciascun albero è stato registrato da settembre a novembre.

Svizzera

Duelli e Wermelinger (2005, 2010) hanno posizionato dei tronchi di faggio in tre aree dove era nota la presenza di R. alpina. In ogni area, tronchi di varie dimensioni (lunghi 2 m e 1 m, e con diametri compresi fra 20 e 25 cm) sono stati posizionati a terra e in piedi per favorire la colonizzazione da parte di R. alpina. I risultati hanno dimostrato che individui di R. alpina (sia maschi che femmine) preferiscono i tronchi più lunghi e ancora in piedi.

Italia

Russo et al. (2010) ha monitorato 49 transetti caratterizzati dalla presenza di alberi parzialmente morti, tronchi in piedi, ceppaie e legno morto a terra per cercare individui di R. alpina nei mesi di luglio e agosto. Ogni transetto era costituto su entrambi i lati da una fascia marginale larga 50 m all’interno della quale si sono concentrate le ricerche. La lunghezza media di ciascun transetto era di 366 m ± 134 m deviazione standard (SD). In base dell’analisi dei fori di uscita, gli autori hanno concluso che R. alpina produce fori che possono essere confusi con quelli prodotti da altre specie di coleotteri saproxilici o possono risultare di difficile identificazione su alberi in cui sono presenti segni di beccate da parte dei picchi. Inoltre, la presenza di fori non indica necessariamente una colonizzazione da parte di R. alpina nell’anno in corso. A livello di paesaggio infine, la specie tende a preferire foreste aperte o semi-aperte, con frequenti interruzioni della volta arborea. Studi condotti in Calabria da Mazzei et al. (2013) hanno dimostrato la presenza di R. alpina attraverso l’osservazione di fori, resti e adulti su alberi senescenti. Il monitoraggio proposto da Trizzino et al. (2013) si basa sull’applicazione del protocollo di cattura-marcaggio-ricattura di R. alpina monitorando substrati idonei (alberi morti e parzialmente morti in piedi, alberi a terra, ceppaie e rami a terra con diametro superiore ai 20 cm), in almeno cinque stazioni di campionamento tra le ore 11:00 e le 17:30, per otto volte durante i mesi di luglio e agosto. Un tempo di controllo di 5 minuti è richiesto per ciascuna stazione. Rossi de Gasperis et al. (2017), sempre nell’ambito del progetto MIPP, ha testato la probabilità di riconoscimento tra gli individui di R. alpina attraverso fotografie del pattern elitrale con l’aiuto di un software. Tale metodo, condotto nell’ambito del protocollo di cattura-marcaggio-ricattura, si basa su caratteri individuo-specifici quali la forma e le dimensioni delle macchie nere sulle elitre. L’applicazione del protocollo di cattura-marcatura-ricattura utilizzando la fotointerpretazione è stato suggerito anche da Bologna et al. (2016). In quest’ultimo lavoro, si suggerisce di selezionare siti di monitoraggio rappresentati da alberi vecchi con evidenti segni di deperimento, successivamente di individuare dei transetti che collegano almeno cinque siti di monitoraggio. Gli individui di R. alpina devono essere catturati, fotografati e rilasciati. I campionamenti devono essere condotti per quattro settimane tra luglio e agosto in giornate di sole, fra le ore 13:00 e 17:30.

Riassunto delle esperienze di monitoraggio

Nei precedenti paragrafi sono stati riportate le esperienze di monitoraggio e i protocolli di monitoraggio adottati per R. alpina in undici paesi europei. In sei di questi paesi, il monitoraggio si focalizza sulla ricerca degli adulti (Bulgaria, Romania, Slovenia, Spagna, Svizzera e Italia), mentre in due paesi si basa sulla ricerca dei fori di sfarfallamento (Austria e Germania). Nella Repubblica Ceca e in Polonia, il monitoraggio si basa sulla ricerca sia dei fori di sfarfallamento che di adulti. Infine in Francia non esiste un protocollo nazionale per il monitoraggio di R. alpina.

Analizzando i metodi di monitoraggio sopra esposti, tra i sei paesi che utilizzano un protocollo basato sull’osservazione degli adulti lungo transetti, tre hanno condotto le ricerche lungo transetti che variano in lunghezza da una media di 366 m (Italia) a 1 km (Bulgaria, Romania e ancora Italia) con delle fasce marginali di indagine su entrambi i lati di 20 m (Bulgaria e Romania) o di 50 m (Italia). Negli altri tre paesi si individuano siti di monitoraggio in base alla selezione di substrati idonei (ceppaie, tronchi in piedi e a terra, ecc.). Le strutture legnose variano in lunghezza, da 1 m a 2 m (Spagna e Svizzera) oppure, sono tronchi con un diametro minimo di 25 cm (Spagna).

Infine, tra i paesi che applicano un protocollo basato sulla ricerca dei fori di sfarfallamento, solo la Germania ha definito delle soglie per stabilire la dimensione delle popolazioni: 50 fori di uscita recenti indicano popolazioni numerose; da 6 a 50 fori recenti indicano popolazioni di media densità; meno di 6 fori recenti indicano popolazioni ridotte.

Metodi

I tre metodi testati per monitorare l’abbondanza di R. alpina durante il progetto MIPP si sono basati sulla ricerca visiva degli adulti, visual encounter surveys (VES), su alberi, tripodi e tronchi. Il protocollo VES consiste nel conteggio degli adulti osservati nella stazione di monitoraggio selezionata, anche con l’uso dei binocoli in caso di superfici localizzate ad una certa altezza.

Alberi potenzialmente idonei sono stati individuate in base alle seguenti caratteristiche: presenza di legno morto sul tronco (corteccia distaccata) ed esposizione al sole per almeno 1–2 ore al giorno (Figura 2 e Figura 3).

Figura 2.

Albero utilizzato come unità di campionamento per il monitoraggio di R. alpina nelle Foreste Casentinesi tra il 2014 e il 2016.

Figura 3.

Albero utilizzato come unità di campionamento per il monitoraggio di R. alpina nel Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise tra il 2014 e il 2016.

I tripodi sono costituiti da tre tronchi di faggio (del diametro di circa 20–25 cm), in parte scortecciati e posizionati a tenda indiana (Figura 4). Tali strutture sono state posizionate in aree facilmente accessibili (lungo strade forestali o radure) distanziati tra loro almeno 30 m. I tronchi di faggio con diametro compreso tra i 28 e i 75 cm, sono stati collocati a terra in gruppi o in singoli elementi (Figura 5).

Figura 4.

Tripode allestito con tronchi di faggio e utilizzato come unità di campionamento per il monitoraggio di R. alpina nelle Foreste Casentinesi tra il 2014 e il 2016.

Figura 5.

Gruppo di tronchi utilizzato come unità di campionamento per il monitoraggio di R. alpina nel Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise tra il 2014 e il 2016.

I campionamenti di R. alpina sono state condotti in due aree di studio: le Foreste Casentinesi (FC) e il Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise (PA) negli anni 2014, 2015 e 2016 (vedi Carpaneto et al. 2017 in questo volume per la descrizione delle aree di studio). La Tabella 1 riporta, in sintesi, lo schema di monitoraggio seguito. Le schede di campo utilizzate per il monitoraggio sono riportate nelle informazioni supplementari 1. Le mappe delle aree di studio sono riportate nelle Figura 6 e 7.

Caratteristiche principali dello schema di monitoraggio applicato per R. alpina.

Area di studio Anno Numero di sub-aree Numero di sessioni Frequenza di campionamento Numero di unità di campionamento
Alberi Tripodi Tronchi
FC 2014 3 7 3/settimana 23, 23, 23 13, 10, 7 -
2015 2 16 4/settimana 24, 24 15, 15 -
2016 2 10 4/settimana 15, 15 15, 15 -
PA 2014 3 7 3/settimana 30,30,28 - -
2015 2 14 4/settimana 15, 15 15, 15 -
2016 2 10 4/settimana 15, 15 - 15
Figura 6.

Mappa dell’area di studio nelle Foreste Casentinesi. Simboli bianchi indicano la sub-area “Poggio Ghiaccione”, simboli neri la sub-area “Strada per Badia”, simboli grigi la sub-area “La Vetreria”.

Figura 7.

Mappa dell’aera di studio nel Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise. Simboli bianchi indicano la sub-area “Val Fondillo”, simboli neri la sub-area “Difesa di Pescasseroli”.

Piano di campionamentoForeste Casentinesi 2014

In questa area di studio sono stati individuati 3 transetti (uno per ogni sub-area) comprendenti gli alberi selezionati (N=23) e i tripodi (N=10, N=13, N=7 rispettivamente per le tre sub-aree). Il legno utilizzato per l’allestimento dei tripodi è stato tagliato nell’area di studio nell’inverno 2013–2014. Il campionamento è stato suddiviso in sette sessioni (una alla settimana) dal 1 luglio al 27 agosto. Ogni sessione consisteva in tre sopralluoghi preferibilmente condotti il lunedì, il mercoledì e il venerdì. Per ogni transetto la direzione di percorrenza è stata invertita nelle varie sessioni, per evitare di controllare alcuni alberi o tripodi sempre nello stesso orario. Ogni sopralluogo iniziava alle ore 12:00 al fine di garantire che i controlli venissero eseguiti nelle ore più calde della giornata, cioè il momento migliore per intercettare gli adulti di R. alpina (Drag et al. 2011); questo protocollo è stata seguito negli anni successivi anche nell’area di studio PA.

Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise 2014

In quest’area di studio sono stati selezionati tre transetti comprendenti gli alberi idonei selezionati (N= 30, N=30, N=28). Il campionamento è stato suddiviso in sette sessioni (una alla settimana) dal 14 luglio al 27 agosto. Durante ogni sessione e per ogni area, i sopralluoghi sono stati realizzati in tre giorni consecutivi (uno per ogni sub-area, preferibilmente il lunedì, martedì e mercoledì).

Foreste Casentinesi 2015

Nel 2015, sono stati percorsi solamente due transetti comprendenti gli alberi (N=24) e i tripodi (N=15). I tripodi monitorati sono stati gli stessi del 2014 e di conseguenza il legno risultava invecchiato di un anno. Lo studio si è protratto dal 15 luglio al 30 agosto (16 sessioni in totale). Ogni sessione consisteva di due sopralluoghi (un sopralluogo al giorno); due sessioni venivano ripetute consecutivamente. Dopo due sessioni, le due successive venivano condotte dopo due giorni.

Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise 2015

Nel 2015 sono stati percorsi due transetti, comprendenti gli alberi (N=15) e i tripodi (N=15). Il legno utilizzato per l’allestimento dei tripodi è stato tagliato nell’area di studio nel 2015. I campionamenti, suddivisi in 14 sessioni, sono stati effettuati tra il 21 luglio e il 28 agosto. Il protocollo utilizzato è stato lo stesso seguito nelle FC nel 2015.

Foreste Casentinesi 2016

Nel 2016 sono stati percorsi due transetti e il numero di alberi da monitorare è stato ridotto da 25 a 15. Sono stati monitorati solamente gli alberi su cui nel 2014-2015 erano state registrate numerose osservazioni. Il campionamento, suddiviso in 10 sessioni, è stato condotto dal 4 luglio al 5 agosto. Ogni sessione era costituita da campionamenti consecutivi (uno al giorno); ogni settimana sono state condotte due sessioni di campionamento.

Abruzzo, Lazio e Molise National Park 2016

Nel 2016 le unità di campionamento erano costituite soltanto da alberi e tronchi. I due transetti comprendenti i 15 alberi che erano stati monitorati l’anno precedente sono stati mantenuti, mentre i tripodi, a causa dei danni subiti dal bestiame al pascolo o dalle attività umane, sono stati sostituiti dai tronchi a terra. Complessivamente 70 tronchi a terra (tagliati nel 2015) organizzati in 15 unità di campionamento sono stati monitorati in una sola sub-area (Tabella 2). I campionamenti suddivisi in 10 sessioni sono stati effettuati tra il 18 luglio al 19 agosto. Ogni sessione consisteva di due campionamenti effettuati in giorni consecutivi. Il protocollo utilizzato è stato lo stesso seguito nelle FC nel 2015.

Unità di campionamento costituite da tronchi di faggio per il monitoraggio di R. alpina.

Unità di campionamento Numero di tronchi Volume di legno (m3) Diametro medio (cm)
1 6 3,768 54
2 5 5,505 55
3 4 2,114 50
4 6 4,401 50
5 1 0,428 48
6 2 1,256 47
7 1 0,622 45
8 14 7,877 54
9 1 0,181 62
10 2 0,514 52
11 3 0,466 44
12 1 0,198 47
13 3 0,679 46
14 1 0,217 49
15 1 0,298 54

Raccolta dei dati sulle variabili ambientali

Gli alberi, i tripodi e i tronchi, sono stati mappati e georeferenziati usando il sistema GPS (Global Positioning System) mediante dispositivi di geolocalizzazione (Garmin 60CSX, 62st e 64st). Per gli alberi e i tronchi, sono stati registrati sei variabili ambientali (cfr. Ranius e Jansson 2002) riportate in tabella 3. Tali variabili non sono state registrate per i tripodi in quanto presentavano tutti caratteristiche simili.

Variabili ambientali registrate per alberi e tronchi.

Variabili ambientali Tipo di variabile
DNC = Distanza dal albero colonizzato più vicino Continua (m)
DBH = Diametro a petto d’uomo Continua (cm)
CC = Grado di copertura delle chiome Categorica (%)
WA =Aattività dei picchi Binaria
TS = Stato dell’albero Categorica (tre categorie)
WDC = Classe di decadimento del legno Categorica (cinque categorie)

Il software Garmin MAP Source è stato utilizzato per misurare il parametro DNC; il DBH è stato misurato per gli alberi, a circa 1.30 m di altezza dal suolo; per i tronchi a terra, a metà della loro lunghezza; TS è stato stimato classificando gli alberi in tre categorie: morto, parzialmente morto e vivo; CC è stato misurato tramite una valutazione visiva in un’area di 5-10 m di raggio intorno ogni albero. La presenza o assenza di WA (ovvero fori di alimentazione dei picchi) è stata stabilita visivamente. Infine, WDC è stato misurato in accordo con Hunter (1990), sulla base del grado di penetrazione di un coltello (Opinel n° 8), attribuendo ad ogni albero una delle cinque categorie di decadimento del legno: I) morto di recente, nessuna evidenza di decadimento, corteccia intatta; II) legno solido, meno del 10% di legno in decadimento, la lama del coltello penetra meno di 1 cm, corteccia intatta; III) legno decomposto dal 10% al 25%, la lama del coltello penetra per 1 cm, legno tenero in superficie e corteccia in parte distaccata; IV) legno decomposto dal 26% al 75%, la lama del coltello penetra per più di 1 cm, porzioni di legno tenero al tatto e in profondità, corteccia mancante; V) legno decomposto dal 76% al 100%, tenero per tutto il suo spessore. Il coltello è stato inserito nel tronco in 4 differenti posizioni e poi definito un valore medio rappresentativo.

Analisi dei dati

Comparazione tra le aree di studio

Per comparare le aree di studio in relazione alle caratteristiche degli alberi monitorati (TS, DBH, WDC e CC) è stata utilizzata l’analisi multivariata MANOVA (Anderson, 2001) con 1.000 permutazioni. Inoltre, è stata svolta l’analisi delle component principali (PCA) e visualizzata usando un algoritmo di aggregazione.

Preferenza di habitat per la specie

Per indagare le preferenze di habitat di R. alpina sono stati utilizzati i modelli lineari generalizzati, Generalized Linear Models (GLM) (distribuzione dei dati = poisson, link = log, funzione “glm” del pacchetto stats di R) tra il numero di osservazioni di individui (variabili di risposta) e le sei variabili ambientali registrate (variabili esplicative). L’analisi GLM è stata svolta sia per gli alberi che per i tronchi a terra monitorati, separatamente per ogni area di studio e anno. Per quegli anni in cui le conte di R. alpina sono state caratterizzate da un numero elevato di zeri, è stata usata la funzione glm.nb (pacchetto MASS di R). I modelli calcolati sono stati classificati sulla base del loro valore di AIC utilizzando il criterio di informazione di Akaike, Akaike information criterion (AIC). I modelli che si differenziano nel valore di AIC per un numero inferiore a 2 sono stati considerati indistinguibili nel loro supporto statistico (Burnham e Anderson 2002). Il fattore di inflazione della varianza, Variance Inflation Factor (VIF), è stata calcolato per evidenziare eventuali collinearità tra le variabili esplicative; tutte le variabili con valori di VIF inferiori a 4.0 sono stati considerate senza una rilevante collinearità e utilizzate nei modelli GLM.

Comparazione tra alberi, tripodi e tronchi

Il test statistico non parametrico Kruskall-Wallis, è stato usato per comparare il numero di individui osservati su alberi, tripodi e tronchi nelle due aree di studio. L’analisi di preferenza di habitat e il test non parametrico sono stati svolti mediante il software R3.3.2 software (R Development Core Team 2010); il valore di alpha per rifiutare l’ipotesi nulla, è stato fissato per tutte le analisi pari a 0.05.

Risultati

Differenze tra le aree di studio

L’analisi PCA svolta sulle quattro variabili ambientali degli alberi (TS, DBH, WDC e CC) in entrambe le aree di studio, ha mostrato importanti differenze fra le aree monitorate nelle Foreste Casentinesi e nel Parco Nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise. Dei quattro assi delle componenti principali, PC1:PC3 spiega il 90% della varianza. Tutte le variabili ambientali analizzate differiscono significativamente tra le aree di studio: CC = F: 19.54 p < 0.001; DBH = F: 217.59 p < 0.001; TS = F: 11.09 p < 0.002; WDC = F: 9.98 p < 0.003 (Figura 8). In particolare, nelle Foreste Casentinesi sono stati monitorati alberi con diametri inferiori (media e DS: 41.90 cm ± 23.77) rispetto a quelli dell’Abruzzo (Media e DS: 104.35 cm ± 35.71). Inoltre, nelle Foreste Casentinesi è stato monitorato un numero maggiore di alberi morti e in un precoce stadio di decadimento (TSmorto = 25, TSparzialmente morto = 4, TSvivo = 0; WDCclasse I = 0, WDCclasse II = 20, WDCclasse III = 6, WDCclasse IV = 1) rispetto all’Abruzzo, dove, è stato monitorato un numero maggiore di alberi appartenenti a uno stadio di decadimento intermedio e avanzato (TSmorto = 16, TSparzialmente morto = 7, TSvivo = 6; WDCclasse I = 0, WDCclasse II = 5, WDCclasse III = 20, WDCclasse IV = 4).

Figura 8.

Plot ottenuto dall’analisi delle componenti principali PCA, sulle variabili ambientali registrate per gli alberi monitorati nelle due sub-aree per ogni area di studio: FC e PA