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 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 “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.

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.

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.

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).

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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).

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.

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).

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).

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).

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.

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.

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).

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.

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.

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).

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.

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).

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.

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).

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).

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.

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).

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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 (R_wB_eB_a) e (ii) vino rosso, vino bianco e zucchero (R_wW_wS). 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).

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.

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: R_wB_eB_a, R_wW_wS, 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 R_wW_wS (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 R_wW_wS 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 R_wW_wS (Tabella 2).

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 (p_t). 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 (p^s), dipendente dal tempo ma indipendente dai metodi (p_t) o dipendente sia dal tempo sia dai metodi (p_s+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 (R_wB_eB_a e R_wW_wS) 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).

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).

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.

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 R_wW_wS mostrarono una probabilita di rilevamento leggermente piu alta rispetto a quelle innescate con R_wB_eB_a (Tabella 7). Nel 2016, sono state usate solo le trappole innescate con R_wW_wS. Le trappole istallate all’inizio del periodo di studio, senza sostituzione dell’esca, hanno mostrato la piu alta probabilita di rilevamento (Tabella 7).

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).

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).

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.

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).

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).

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).

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.

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).

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.

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).

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):

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).

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).

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).

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:

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).

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.

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.

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).

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).

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).

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.

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.

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.

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.

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?

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 (p^s), dipendente dal tempo ma indipendente dal metodo (p_t), o dipendente sia dal tempo che dal metodo (p_s+t). La probabilità di occupancy su piccola scala (θ) è stata esplorata sia come indipendente dal tempo (θ) sia come dipendente dal tempo (θ_t).

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).

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.

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.

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.

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.