Corso di Laurea
magistrale
in Scienze Ambientali
Tesi di Laurea
Il camera-trapping come strumento per lo
studio e la gestione della fauna nella parte
sud-orientale del Parco Nazionale delle
Dolomiti Bellunesi
Relatore
Ch. Prof. Stefano Malavasi Correlatori
Dott.ssa Arianna Spada Dott. Enrico Vettorazzo Laureando
Tommaso Fabris Matricola 877831 Anno Accademico 2019 / 2020
INDICE
1. INTRODUZIONE ... 1
1.1 Obiettivi del lavoro ... 1
1.2 Il camera-trapping nel monitoraggio faunistico ... 2
1.3 Struttura e componenti delle fototrappole odierne ... 4
1.4 Il camera-trapping come tecnica poco invasiva ... 6
1.5 Il camera-trapping a confronto con altre tecniche di indagine ... 8
1.5.1 Il camera-trapping e il rilevamento dei segni di presenza... 8
1.5.2 Il camera-trapping e le trappole ... 9
1.5.3 Il camera-trapping e la radiotelemetria ... 10
2. MATERIALI E METODI ... 12
2.1 L’area di studio ... 12
2.2 Elaborazioni cartografiche e disegno di campionamento ... 20
2.3 Protocollo metodologico ... 22
2.4 Catalogazione immagini ... 28
2.5 Elaborazione dati ... 29
3. RISULTATI ... 32
4. DISCUSSIONE ... 55
4.1 Analisi tecnica delle immagini ... 55
4.2 Checklist ... 55 4.3 RAI ... 56 4.4 Naïve occupancy ... 58 4.5 Uso dell’habitat ... 59 5. CONCLUSIONI ... 61 6. ALLEGATI ... 62
6.1 Storia del camera-trapping ... 62
6.2 Fattori economici e tempistiche del camera-trapping ... 63
1 1. INTRODUZIONE
1.1 Obiettivi del lavoro
Il Parco Nazionale delle Dolomiti Bellunesi (di seguito abbreviato PNDB) è un’area protetta, situata a nord della regione Veneto, istituita nel 1990 (Ministero dell’ambiente, 1990). In base alla Direttiva Habitat (92/43/CEE) e alla Direttiva Uccelli (79/409/CEE), l’area protetta viene individuata come Zona Speciale di Conservazione (ZSC) e Zona a Protezione Speciale (ZPS) ed è parte della Rete Natura 2000 (IT3230083). Istituita a protezione di habitat e specie della flora e della fauna selvatiche. Nel 2009, nove sistemi montuosi delle Dolomiti vengono dichiarati Patrimonio Mondiale dell’UNESCO. Tra questi rientra anche il PNDB, facendo parte del sistema montuoso delle Pale di San Martino - San Lucano - Dolomiti Bellunesi - Vette Feltrine. Questi riconoscimenti sottolineano l’importanza paesaggistica ed ecologica di quest’area, infatti il PNDB costituisce una delle regioni orientali delle Alpi meglio conservate e con la più ricca biodiversità. In esso sono presenti circa 1400 specie vegetali e le specie principali della fauna vertebrata alpina (Ente PNDB, 2020).
Il PNDB, in quanto parco nazionale, ha tra le sue finalità la salvaguardia delle specie animali, vegetali e degli altri elementi naturali che rientrano nei suoi confini. Ciò viene indicato nella Legge Quadro sulle Aree Protette, lettera a) del comma 3, dell'articolo 1, L. 394/91.
Studiare a fondo i vari habitat e le comunità che li abitano è il primo requisito per formulare delle strategie di conservazione efficaci. Per questo motivo di fondamentale importanza sono le attività di ricerca, indagine e monitoraggio portate avanti dal parco che vanno dalla botanica a tutta la fauna vertebrata e invertebrata.
In particolare, studi approfonditi sono stati condotti su ungulati e galliformi, ma negli ultimi anni è stato possibile studiare più approfonditamente specie di mammiferi particolarmente elusive soprattutto grazie al camera-trapping. Per mezzo di questa tecnica, nel 2013 e nel 2014, è stato effettuato uno studio riguardo ai mustelidi e alla presenza del gatto selvatico europeo (Felis silvestris silvestris) nel parco. L’indagine ha permesso di incrementare le informazioni riguardo i mustelidi, prima derivanti principalmente da dati opportunistici, e ha permesso di verificare la presenza del gatto selvatico, specie mai segnalata prima nel parco (Spada et al., 2016). Allo stesso tempo l’utilizzo di questa tecnica oltre che per scopi di ricerca viene utilizzata all’interno del parco a fini divulgativi. Nel 2018 infatti il parco ha intrapreso un progetto intitolato “Il Sentiero dei Lupi” che ha lo scopo di documentare la ricolonizzazione naturale del lupo (Canis lupus lupus) nel parco. Nell’ambito di questo progetto è stato anche possibile registrare fortuitamente uno sciacallo dorato europeo
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(Canis aureus moreoticus), specie segnalata poche volte nell’area protetta e con dati poco affidabili in precedenza (Il Sentiero dei Lupi, 2020).
Considerato l’interesse del PNDB ad approfondire le conoscenze sulla fauna e constatati i risultati del camera-trapping in letteratura e nei primi studi effettuati nel parco, è stata intrapresa di recente un’indagine che si inserisce in questo contesto, ai fini di incrementare le conoscenze riguardo la fauna dell’area protetta, con particolare riferimento ai mammiferi e con un focus principale sui mesocarnivori, e fornire indicazioni che possano essere utili a scopo gestionale.
L’indagine è stata condotta attraverso fototrappolaggio, tra giugno e settembre 2019, e si è concentrata nella porzione sud-orientale del PNDB. Tale area è stata scelta per la variabilità degli habitat che presenta e perché relativamente poco indagata anche in studi precedenti. Nell’area è possibile riconoscere tre subaree: il monte Serva, la valle dell’Ardo e la foresta di Cajada con i territori limitrofi. Queste si distinguono per la vegetazione che presentano. Il monte Serva è caratterizzato soprattutto da pascoli. La valle dell’Ardo presenta boschi a latifoglie, in particolare dell’associazione orno-ostrieto. La foresta di Cajada e i territori limitrofi sono costituiti soprattutto da boschi di latifoglie, in particolar modo faggete, e in parte di conifere.
L’area indagata ha interessato una superficie di 21 km2 ed è stata suddivisa in una griglia di 21 celle
di 1*1 km con una stazione di fototrappolaggio per ogni cella.
Questa indagine intende fornire un contributo allo studio della biodiversità animale del PNDB, con particolare riferimento ai mammiferi, ampliando il bagaglio di conoscenze relative a tale componente faunistica, ai fini di fornire dati utili per la sua gestione e conservazione. I risultati ottenuti saranno comparati con indagini pregresse basate sul fototrappolaggio e costituiranno nuovo materiale di studio per il confronto con future possibili ricerche.
I fattori che sono stati valutati in questo studio sono:
- La ricchezza in specie per ogni punto indagato all’interno dell’area di studio e in base alle caratteristiche ambientali rilevate.
- Gli indici di abbondanza relativi (RAI) giornalieri e orari per ogni specie. - La probabilità di rilevare ogni specie lungo la superficie dell’area di studio.
- Alcune considerazioni riguardo l’uso dell’habitat delle specie rinvenute durante questa indagine.
1.2 Il camera-trapping nel monitoraggio faunistico
Il camera-trapping (o fototrappolaggio) è uno strumento di indagine e monitoraggio della fauna che è stato ampiamente utilizzato negli ultimi decenni (Wearn and Glover-Kapfer, 2017). Esso consiste
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nella disposizione, all’interno dell’area interessata, di fotocamere e videocamere automatiche anche dette camera-trap o fototrappole. Queste sono in grado di attivarsi al passaggio di un animale e di registrare una sua foto, o video, così da raccogliere di conseguenza, i dati che si possono trarre da una o più immagini. Questi dispositivi inoltre, sono in grado di registrare una serie di metadati al momento della cattura delle immagini. Tra questi è possibile trovare: l’ora, la data, la fase lunare e la temperatura del momento dello scatto.
L’insieme di queste informazioni fa sì che il fototrappolaggio sia uno strumento adatto alle seguenti tipologie di studio:
- Stesura di inventari faunistici: ovvero l’elenco delle specie presenti in una determinata area. Questo, oltre a dare una visione della composizione della comunità, permette di verificare la presenza di specie rare, in stati di conservazione particolari (Augugliaro et al., 2019) o specie invasive.
- Studi di popolazione: questi possono prevedere stime di abbondanze relative, che possono essere calcolate tramite l’applicazione di indici, come l’indice dell’abbondanza relativa (RAI), oppure di abbondanze assolute che si possono ricavare ad esempio dal metodo di cattura e ricattura. Quest’ultimo può essere applicato solo sulle specie delle quali è possibile riconoscere i diversi individui e quindi di calcolare il loro tasso di ricattura da cui poi è possibile stimare le abbondanze. Infine, si può valutare la sex ratio (Maffei et al., 2005) oppure la struttura delle popolazioni, ma anche queste richiedono che la specie presenti dei tratti distintivi che rendano sesso ed età degli individui riconoscibili nelle immagini.
- Studi di etologia: questi possono variare da studi di comportamento territoriale, stima dell’home range, e quindi stime di densità. Grazie all’ora e alla data presente nelle immagini si ha la possibilità di analizzare i ritmi di attività giornalieri o stagionali. Infine, è possibile fare osservazioni riguardo al comportamento sessuale o di ciclo di vita (Caravaggi et al., 2017). La quasi totalità degli studi effettuati tramite il camera-trapping ha come soggetto la fauna vertebrata. Le sue prime applicazioni hanno interessato mammiferi di ambiente terrestre, ma presto queste si sono estese anche agli uccelli (O’Connel et al., 2011). Alla fine degli anni Ottanta questo metodo è stato utilizzato in ambiente costiero, come per lo studio della foca monaca (Monachus monachus) di Hiby e Jeffery del 1987 e attualmente le sue applicazioni mostrano ulteriori sviluppi in habitat semiacquatici (Lerone et al., 2015). In tempi recenti si è persino costruito un sistema di fotocamera automatica subacquea (Williams et al., 2014).
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I classici sensori a infrarossi PIR hanno difficoltà a rilevare organismi eterotermi come anfibi e rettili, e animali di piccole dimensioni, ad esempio micromammiferi, per questa ragione si sta cercando di affinare sistemi di rilevazione anche per essi (Hobbes et al., 2017).
Dai lavori di revisione di Burton et al. del 2015 e di Wearn e Glover-Kapfer del 2019 è facile evincere che questa tecnica è ancora utilizzata per studiare principalmente la fauna teriologica. In primo luogo, i mammiferi di medie e grandi dimensioni come carnivori (in particolare felini) e ungulati; secondariamente piccoli mammiferi come lagomorfi e roditori. Viene sfruttata in maniera particolare per rilevare la presenza di animali elusivi, solitari o notturni.
1.3 Struttura e componenti delle fototrappole odierne
Le fototrappole hanno visto una continua evoluzione e ad oggi, sono disponibili numerosi modelli con differenti funzionalità. In questa sezione verranno spiegate le componenti e le funzioni principali delle fototrappole, utili per una maggiore comprensione dei capitoli successivi.
- Modalità di registrazione: i dispositivi odierni sono in grado di registrare immagini o video o anche entrambi. I video possono rivelarsi molto utili soprattutto per osservazioni etologiche. Le foto sono considerate sufficienti per la maggior parte degli scopi, soprattutto se raccolte tramite una raffica di scatti che permette di registrare più attimi consecutivi (Meek et al., 2012).
- Sistemi di attivazione: permettono che la fototrappola si attivi automaticamente e che si avvii la registrazione. I dispositivi possono essere attivati tramite varie tipologie di processi.
o Sistema Passive Infrared (PIR): sistema che rileva la differenza di temperatura tra l’aria e un oggetto all’interno dell’inquadratura. Quando tale differenza supera una certa soglia viene innescata la registrazione. La selettività di questa modalità si basa maggiormente sulle caratteristiche fisiologiche degli organismi. Possiede un’efficacia maggiore su animali con temperatura interna media tra 31.5 °C e 36.5 °C, invece non si dimostra funzionale in caso di specie a regolazione ectotermica e restituisce i risultati migliori in caso di temperatura esterna che si discosta di almeno 3°C da quella interna degli organismi (Meek et al., 2012).
o Sistema Active Infrared (AIR): il dispositivo si compone di due parti in comunicazione tramite un raggio ad infrarossi che viene posto ad una determinata altezza. Quando esso viene ostacolato per il passaggio di un oggetto viene innescata la registrazione. Seleziona maggiormente gli oggetti catturati in base alla loro altezza ma non li distingue in base
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alla temperatura. Essendo composto di due unità può risultare più complicato da disporre (Henschel and Ray, 2003).
o Sistemi Meccanici: spesso consistono in un interruttore collegato ad un circuito la cui chiusura attiva la fototrappola. Gli animali entrando in contatto con questo interruttore danno avvio alla cattura delle immagini.
o Sistema a intervallo di tempo: l’attivazione avviene a intervalli di tempo regolari prestabiliti, a prescindere che un oggetto sia entrato nell’inquadratura o meno. Questo tipo di attivazione si rivela utile quando il sistema PIR non è efficace, come in caso di temperatura troppo elevata dell’ambiente oppure nella rilevazione di organismi a regolazione non endotermica (Meek et al., 2012).
- Tempo di attivazione: è il tempo che intercorre tra l’attivazione del dispositivo e l’effettiva registrazione delle immagini. Le fototrappole maggiormente performanti presentano valori ridotti di questa specifica, in media inferiori a 1s. Tempi lunghi di attivazione possono comportare la perdita del momento in cui transita l’animale e quindi ottenere un’immagine con solo una porzione del suo corpo o persino un’immagine senza soggetto (Rovero e Zimmermann, 2016).
- Intervallo: è possibile inserire un intervallo di tempo tra una cattura avvenuta e quella successiva, durante il quale, il dispositivo non si riattiva. Ciò serve per regolare l’accumulo di immagini riguardanti stessi individui già rilevati, che possono stanziare per più tempo in prossimità del dispositivo o transitare davanti ad esso ripetutamente.
- Numero di scatti per raffica: è possibile selezionare il numero di scatti da effettuarsi automaticamente, nel momento in cui la fototrappola viene attivata. Questo serve per raccogliere più scene dello stesso evento, facilitando così eventuali identificazioni e riconoscimenti, potendo osservare dettagli diversi attraverso la sequenza di scatti.
- Flash: come si può desumere dal Paragrafo 6.1, il sistema di illuminazione ha subito varie evoluzioni durante lo sviluppo del camera-trapping. Ad oggi le tipologie maggiormente diffuse sono:
o Flash a luce bianca: provocano un bagliore di luce bianca nel raggio del visibile. Permettono di ottenere foto a colori, sia di giorno che di notte, per questo vengono sfruttati per attività in cui sia necessaria l’identificazione o persino il riconoscimento degli individui tramite la loro colorazione.
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Tra i flash a luce bianca troviamo quelli dotati di tubo allo xenon. Effettuano un breve lampo ma intenso, riuscendo così a immortalare meglio gli animali in movimento (Rovero, 2013), ma causando anche maggior disturbo, per questo si sono diffusi anche flash LED a luce bianca che ricrea una luce maggiormente soffusa. Questo è meno performante però dovrebbe ridurre il disturbo recato alla fauna.
o Flash agli infrarossi: emettono un fascio di luce oltre il rosso lontano e quindi, risultano praticamente invisibili agli uomini e si presume, alla maggior parte della fauna. Questi però, non consentono di ottenere foto di qualità sufficiente da permettere il riconoscimento degli individui, perché possono alterare i colori di tratti distintivi che vengono sfruttati per riconoscere esemplari differenti della stessa specie.
I flash a infrarossi possono essere di tipologia “low glow” o “no glow” si distinguono per la lunghezza d’onda che sfruttano (Vedi Paragrafo 1.4) (Apps, 2018).
1.4 Il camera-trapping come tecnica poco invasiva
Le tecniche di monitoraggio della fauna possono essere classificate in base alla tipologia di contatto tra l’operatore e l’animale che esse richiedono per essere messe in atto. Su questa base possiamo dividerli in metodi diretti e indiretti. I metodi diretti prevedono un contatto diretto visivo o acustico tra l’operatore e l’organismo. Questi possono essere a loro volta suddivisi in metodi diretti attivi e passivi. Nei primi, oltre a un contatto diretto avviene anche un’interazione tra operatore e organismo che porta a una variazione del comportamento di quest’ultimo, o almeno, a rendersi conto della presenza dell’operatore, in questi rientrano ad esempio i metodi che prevedono catture fisiche per vari scopi ma anche i censimenti in battuta. I metodi diretti passivi invece, pur sempre presumendo un contatto diretto con l’organismo, non includono alcuna interazione, quindi tra questi potremmo inserire i rilevamenti tramite avvistamenti o l’ascolto di segnali sonori che non influenzano il comportamento degli organismi interessati.
Oltre ai metodi diretti, la gestione della fauna si serve anche di strategie indirette, ovvero dove non si verifica alcun contatto tra l’operatore e l’animale ma l’analisi verrà fatta in base ad alcuni segni lasciati dagli organismi. Anche i metodi indiretti, a loro volta, possono essere suddivisi in metodi indiretti attivi e passivi. I primi prevedono che l’operatore disponga precisi apparecchi all’interno dell’habitat affinché gli organismi lascino traccia della loro presenza, come sistemi per la cattura del pelo. Invece i secondi prendono in considerazione le tracce lasciate naturalmente dagli animali (Università degli Studi dell’Insubria, 2010).
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In questa classificazione il camera-trapping viene inserito nei metodi indiretti attivi. Questo perché prevede la disposizione della fotocamera automatica nell’habitat interessato. I metodi indiretti, generalmente, sono in grado di causare un ridotto disturbo alle specie target e per questo vengono definiti poco invasivi o non invasivi. In particolare, tra i metodi indiretti attivi, il fototrappolaggio risulta essere tra i meno invasivi, in quanto, spesso, non rende necessaria l’interazione diretta tra l’animale e la fotocamera, a differenza di altri metodi della stessa categoria.
Nonostante il camera-trapping sia spiccatamente meno invasivo rispetto ad altre strategie, come ad esempio la cattura di un organismo e la disposizione su di esso di un tag o di un trasmettitore, esso comunque, presenta alcune caratteristiche che sono state prese in considerazione per la valutazione del disturbo che potrebbero provocare sulla fauna. Gli elementi che potrebbero incidere maggiormente nel disturbo che apporta una fototrappola sono: il flash, il rumore che essa provoca all’attivazione e in fase di scatto, la presenza stessa del dispositivo che può risultare estraneo e l’odore rilasciato dall’uomo durante la disposizione dei dispositivi.
Come visto nel Paragrafo 1.3, esistono varie tipologie di flash che possono essere presenti su questi dispositivi. Tra di essi, quello che probabilmente apporta il disturbo più intenso alla maggior parte delle specie, è il flash bianco allo xenon. Questo emana un breve lampo ma molto intenso. Tale meccanismo può provocare consistente disturbo a causa della sua visibilità sia alla sorgente che sugli oggetti su cui si riflette, fino a poter indurre gli organismi ad evitare maggiormente l’area circostante la fototrappola (Wegge et al., 2004; Apps and McNutt, 2018). Similmente il flash a LED bianchi produce una luce simile ma maggiormente diffusa.
Oltre ai flash a luce bianca, le fototrappole possono presentare flash a infrarossi, questi dovrebbero creare un disturbo minore alla fauna, si differenziano in “low glow” e “no glow”. I primi sfruttano una lunghezza d’onda minore, emanano una luce rossa che può essere vista dall’uomo solo alla sorgente ma non negli oggetti in cui si riflette. La tipologia “no glow” invece, sfrutta una lunghezza d’onda maggiore, risultando praticamente invisibile alla maggior parte degli uomini, sia alla sorgente che negli oggetti in cui si riflette, ma poiché appare debolmente visibile ad alcune persone si presume che essa possa essere notata anche da molti animali notturni, anche se non ci sono ancora studi accertati riguardo a ciò (Meek et al, 2014; Apps and McNutt, 2018).
Nel lavoro di Meek et al. del 2014 si è misurato il rumore emesso da alcuni modelli di fototrappole e da tale misurazione è risultato che rientra nel campo uditivo di alcune specie. Nel test però non potevano essere considerati i rumori presenti in un ambiente naturale, che eventualmente coprirebbero quello della fototrappola, e le varie distanze a cui questo verrebbe percepito.
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Inoltre, la presenza stessa della fototrappola potrebbe diventare un elemento di disturbo. Dal materiale che si raccoglie tramite questa tecnica, a volte è possibile vedere come un animale si accorga della presenza del dispositivo e di conseguenza scappi oppure si avvicini per interagire con esso. Seppur le cause precise di questi comportamenti devono ancora essere definite, sono fattori da tenere in considerazione durante uno studio, dato che potrebbero portare gli organismi a evitare zone in cui siano presenti questi dispositivi, alterando i rapporti di abbondanza tra le specie nel materiale registrato.
Infine, è verosimile che, anche l’odore rilasciato dagli operatori durante gli spostamenti all’interno dell’area e soprattutto in fase di collocamento della fototrappola, causi un’alterazione dei comportamenti degli animali. Questo può verificarsi anche nella maggior parte degli altri metodi di indagine.
1.5 Il camera-trapping a confronto con altre tecniche di indagine 1.5.1 Il camera-trapping e il rilevamento dei segni di presenza
Confrontando il camera-trapping con indagini effettuate tramite il rilevamento di segni di presenza come impronte, escrementi, ciuffi di pelo o piume, resti di predazione, il primo fattore da sottolineare è la differente affidabilità dei dati raccolti tramite queste due tecniche. Foto e video di elevata qualità rientrano nei così detti “hard fact”, ovvero tipologie di dati con elevata affidabilità. Meno affidabili sono invece segni di presenza lasciati da animali la cui identificazione è spesso complicata e può essere effettuata solo da operatori con un certo grado di esperienza. In più, la ricerca di segni di presenza è meno standardizzabile rispetto al camera-trapping (Rovero e Zimmermann, 2016).
Il camera-trapping e il rilevamento dei segni di presenza possono essere utilizzati per la costruzione degli inventari faunistici, stime di abbondanze relative e di popolazione.
Nello studio di De Luca del 2005, è possibile notare che, con il fototrappolaggio, è stato rilevato un numero maggiore di specie in un tempo minore rispetto all’analisi dei segni di presenza. Considerando le stesse applicazioni, nell’analisi di Roberts del 2011, il camera-trapping sembra essere il miglior compromesso tra costo, sforzo sul campo e precisione; risultati simili appaiono anche nel lavoro di Rahman et al. del 2016. Quest’ultimo autore però, nota che anche i segni di presenza restituiscano risultati di poco inferiori. Infine, in altri studi i due metodi sembrano essere equivalenti (Espartosa et al., 2011; Garrote et al., 2014; Pfeffer et al. 2017). Il camera-trapping sembra essere maggiormente efficiente in periodi di campionamento a medio e lungo termine. Ciò
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perché il fototrappolaggio richiede un maggior numero di giorni per rilevare la presenza delle specie più rare (Espartosa et al., 2011; Roberts 2011) ma produce una quantità di dati superiore e con affidabilità più alta (Roberts, 2011; Rahman et al., 2016). I vantaggi a lungo termine di questa tecnica si riscontrano anche per i fattori economici, riportati nel Paragrafo 6.2.
Le stime di popolazione, tramite camera-trapping e segni di presenza, possono essere effettuate tramite il processo di cattura e ricattura. Nel caso del camera-trapping, questo metodo consiste nell’analisi delle frequenze di ricattura di immagini degli stessi individui riconosciuti tramite segni distintivi, invece nel caso dei segni di presenza vengono normalmente considerate le analisi genetiche degli escrementi rinvenuti. Queste due strategie sono state messe a confronto nei lavori di Janečka et al. del 2011 e di Anile et al. del 2014 e in entrambi i casi il fototrappolaggio sembra aver restituito i risultati più precisi. In particolar modo nello studio di Janečka del 2011 effettuato sul leopardo delle nevi (Panthera uncia), le analisi genetiche hanno prodotto risultati non precisi a causa del fatto che questi animali depositino gli escrementi in aree comuni alterando le stime di densità, e quindi di popolazione, a causa dello stato spesso deteriorato dei campioni delle feci (Rovero e Zimmermann, 2016). Inoltre, le analisi genetiche non permettono la stima delle età degli individui, e richiedono laboratori di analisi nei pressi delle aree studiate (Janečka et al., 2011). Problematiche che non sussistono nella pratica del camera-trapping.
Per concludere la comparazione tra queste due metodiche, si può considerare la loro ripetibilità. Nel camera-trapping è più semplice definire dei protocolli (Rovero e Zimmermann, 2016), che vengono caratterizzati da precisi disegni di campionamento, dalle caratteristiche del collocamento della fototrappola (altezza dal suolo, angolo di inclinazione, orientamento, ecc) e dalle configurazioni impostate nei dispositivi. I protocolli permettono un confronto più semplice tra studi di differenti aree geografiche e quindi facilitano una gestione della biodiversità globale; vengono delineati da diverse organizzazioni e variano a seconda degli habitat o delle specie target, come ad esempio il Tropical Ecology Assessment and Monitoring (TEAM), della Conservation International, ideato per gli habitat tropicali, oppure il protocollo della Wildlife Conservation Society per il leopardo africano (Panthera pardus) (Meek et al., 2012).
1.5.2 Il camera-trapping e le trappole
Nella consistente revisione di Wearn and Glover-Kapfer del 2019 il camera-trapping si rivela essere maggiormente efficiente, per l’applicazione a inventari faunistici e stime di abbondanza, rispetto alle trappole a vivo o per peli. Ciò perché questi dispositivi richiedono necessariamente l’uso di
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attrattivi o esche, un comportamento preciso da parte degli animali interessati e perché permettono la cattura di un organismo alla volta. L’uso di attrattivi ed esche può alterare il naturale uso del territorio da parte degli animali, i loro effetti possono variare nel tempo sugli individui che sono già venuti a contatto con essi e infine possono avere effetti diversi sugli individui della stessa specie in base ad età, sesso ed altre caratteristiche. Questi fattori fanno sì che le abbondanze relative delle specie catturate non rappresentino quelle della comunità reale, riducendo le informazioni estrapolabili da questo metodo. In secondo luogo, anche in caso di attrattivo efficace, questo non assicura il funzionamento delle trappole in quanto comunque questi dispositivi richiedono una precisa interazione da parte degli organismi e che essa si risolva nella loro cattura. Infine, le trappole hanno bisogno di essere svuotate e allestite nuovamente per ogni evento di cattura, dato che non possono contenere più animali contemporaneamente. Questo causa la perdita di ulteriori eventuali catture, e quindi di dati, a differenza del fototrappolaggio dove, il numero di immagini è limitato solo dallo spazio di memoria e dall’autonomia delle batterie, ma ad ogni modo, in condizioni regolari, permettono la possibile registrazione di un numero di dati nell’ordine delle migliaia. Notevole differenza tra le due tecniche è il disturbo che esse recano alla fauna. Le trappole provocano uno stress maggiore rispetto al camera-trapping, però è necessario sottolineare, come queste ultime, permettano di analizzare direttamente un intero organismo o parte di esso, procurando una serie di possibili informazioni non deducibili o, deducibili con minore affidabilità, tramite le immagini raccolte con il camera-trapping (Wearn and Glover-Krapfen 2019).
1.5.3 Il camera-trapping e la radiotelemetria
Il camera-trapping e la radiotelemetria possono essere usate per gli studi riguardo il comportamento territoriale da parte degli animali, dai quali è possibile anche trarre le stime di densità della popolazione. Con questi metodi poi è possibile analizzare i ritmi di attività delle specie interessate. La radiotelemetria permette di valutare fenomeni di tassi di emigrazione e mortalità, a differenza del camera-trapping, dove questi possono essere confusi tra loro, risultando entrambi come nuova assenza durante i monitoraggi (Miller et al., 2010). La radiotelemetria inoltre, è largamente utilizzata per le stime di densità delle popolazioni. Nell’ultimo decennio si è notato come il camera-trapping, tramite metodi di cattura e ricattura, che considerano la variabile spaziale in fase di rielaborazione, spesso sia in grado di eguagliare i risultati della radiotelemetria (Núñez-Pérez, 2011; Noss et al., 2012; Zimmermann et al., 2013; Rovero e Zimmermann, 2016). Considerando i periodi di indagine maggiormente prolungati che usualmente richiede la telemetria e dovuti alle attività di cattura e
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installazione del trasmettitore sull’animale, che in seguito dovrà essere anche recuperato, l’uso del camera-trapping restituirebbe risultati maggiormente rappresentativi, perché permetterebbe un’analisi più veloce e quindi meno suscettibile a variazioni della popolazione per fenomeni di migrazione, nascite o morti (Rovero e Zimmermann, 2016). La riduzione delle tempistiche tramite il camera-trapping potrebbe avere anche risvolti economici positivi, ma soprattutto, la sua applicazione, rispetto alla radiotelemetria, evita un contatto diretto con l’organismo e le problematiche che può causare il dispositivo applicato sull’animale.
12 2. MATERIALI E METODI
2.1 L’area di studio
L’area di studio è situata in provincia di Belluno nella regione del Veneto. È parte del Parco Nazionale delle Dolomiti Bellunesi e occupa la porzione meridionale dell’estremo orientale del parco.
Figura 2. Posizione geografica del PNDB
Figura 3. Posizione geografica dell’area di studio Figura 1. Posizione geografica del Veneto
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Il PNDB è situato a nord della regione Veneto. È un’area protetta che rientra nei 25 parchi nazionali italiani e nei 4 situati sulle Alpi. In particolare, occupa la porzione meridionale della catena montuosa delle Dolomiti.
Il parco si sviluppa su una superficie di circa 310 km2 ed è interamente situato nella regione
biogeografica alpina. La sua quota varia tra i 398 m s.l.m. e 2565 m s.l.m. e questo permette la presenza di una grande varietà di habitat (Ente PNDB, 2020). Consultando la cartografia CORINE Land Cover e Natura 2000 dell’area protetta, la tipologia di vegetazione maggiormente diffusa sono le foreste di latifoglie che si estendono pressappoco per il 35% dell’area protetta. Queste sono costituite soprattutto da faggete, che rivestono circa il 21%. La specie dominante arborea è Fagus sylvatica che viene accompagnata da diverse altre in funzione dell’altitudine: tra 600m e 1200m si trova con Ostrya carpinifolia, tra 1200m e 1400m si può presentare la faggeta pura o con Abies alba e infine tra 1400m e 1600m con Larix decidua o Picea abies (Ente PNDB, 2020). Invece il sottobosco è caratterizzato da Orchidaceae, Gramineae, Juncaceae, e Cyperaceae come la caratteristica Carex alba.
A differenza delle estese foreste di latifoglie, i boschi di aghifoglie occupano circa al 10% della superficie del parco.
Ulteriori habitat caratteristici del parco sono le mughete, ricoprendo intorno al 17% della superficie totale. In esse rientra l’habitat identificato con il codice 4070 secondo la classificazione Natura 2000, ovvero la boscaglia di Pinus mugo e Rhododendron hirsutum che appartiene agli habitat di interesse comunitario prioritari indicati nella Direttiva 92/43/CEE. Essa si trova tipicamente oltre il limite degli alberi, sui ghiaioni alla base delle pareti rocciose, ma si può rinvenire fino a fondovalle su greti ghiaiosi con microclimi più freddi, come in strette vallate. Mantenendosi oltre al limite inferiore alpino, ma dove non è presente il pino mugo, è possibile riconoscere le lande alpine, comunità anch’esse arbustive ma meno sviluppate in altezza della boscaglia. In esse, oltre al rododendro, potranno essere presenti Ericaceae e ginepri. Se invece la vegetazione assume carattere prevalentemente erbaceo andrà a costituire i pascoli che ricoprono quasi il 14% della superficie totale. Dove il terreno non è maturo, si potrà trovare una rada vegetazione che affiora tra gli accumuli detritici fino ad arrivare alla scarna vegetazione casmofitica delle pareti rocciose, quest’ultimi due habitat, insieme alle rocce nude e ai ghiaioni, costituiscono circa il 15% dell’area protetta (Provincia Autonoma di Trento, 2020). Le restanti porzioni della superficie del parco sono costituite dalla vegetazione erbacea al di sotto della linea degli alberi, come bordure planiziali, fasce
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riparie e praterie; da greti di fiumi, di torrenti e dalle morfologie idriche; infine la superficie di suolo antropizzato, o sfruttato per attività agricole, costituisce meno dell’1% del parco.
Il parco ha la finalità di salvaguardare le specie animali, vegetali e gli altri elementi naturali da cui è caratterizzato. Ciò però, senza trascurare l’integrazione della presenza umana al suo interno, quindi promuovendo attività sostenibili e preservando i lavori tradizionali (Ente PNDB, 2007). Per ottemperare in maniera efficace a queste finalità, con il Decreto Ministeriale del 20 aprile 1990 l’area è stata suddivisa in 4 tipologie di zone in base al grado di protezione che devono ricevere e alle possibili attività che possono essere esercitate dentro ai loro confini.
I 4 tipi di zone principali sono: - Zone a riserva integrale.
- Zone a riserva naturale generale. - Zone di protezione.
- Zone di penetrazione. (Vedi Figura 4).
Le zone a riserva integrale consistono in aree ad un elevato stato di conservazione e sono sottoposte al massimo grado di protezione per permettere che si evolvano naturalmente. Quindi in queste zone
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non è previsto alcun tipo di intervento e sono vietate tutte le attività eccetto: il transito di visitatori su sentieri ufficiali segnalati, studi scientifici e attività amministrative da parte di professionisti con permesso e la sorveglianza da parte dei corpi incaricati.
Le zone a riserva naturale generale coprono la maggior parte della superficie del parco. In esse sono consentiti interventi al fine di ristabilire l’equilibrio ecosistemico ma comunque ricevono un alto grado di protezione. Pertanto, è vietata la caccia e la pesca, qualsiasi attività di raccolta di flora, fauna, elementi geologici e reperti archeologici. Il rilascio di specie non autoctone. L’abbandono di rifiuti e il campeggio. Non è possibile eseguire opere di scavo, di alterazione della rete idrologica, di costruzione di nuove strade carrabili e la trasformazione dei terreni boschivi ad agricoli. Si possono praticare l’escursionismo, l’alpinismo e lo scialpinismo. È permessa la gestione dei rifugi e l’alpeggio tradizionale.
Nelle zone di protezione sono consentite le medesime attività economiche e ricreative della zona a riserva integrale naturale. Inoltre, viene promosso il rinnovamento della rete escursionistica. Infine, sono permesse le attività agro-silvo-pastorali con mezzi meccanici autorizzati. Sono permessi interventi edili di manutenzione strettamente necessaria alle strutture già esistenti.
Zone di penetrazione: consistono nelle aree di ricezione dei visitatori muniti di automezzo. Per questo esse si trovano lontano dai centri ad alta conservazione naturale. Qui sono permessi interventi di protezione delle strade ed estetica degli edifici (Ministero dell’Ambiente, 1990). L’area di studio occupa una superficie di 21 km2 della regione sud-orientale del PNDB. Essa è
delimitata a ovest dalla valle dell’Ardo, a sud dal monte Serva, a est dal confine orientale del parco e a nord dalle cime di Cajada, infine sono comprese alcune espansioni verso la val Grave de San Marco.
Questa, presenta un’elevata variabilità ambientale, dagli ambienti di fondovalle fino a quelli di alta quota. Anche nell’area di studio come nel parco i boschi di latifoglie occupano la maggior parte della superficie. La loro copertura raggiunge circa il 42%, le associazioni in cui i faggi fanno da genere guida sono la componente più importante. I boschi a conifere sono la seconda tipologia di vegetazione più diffusa. Occupano circa il 30% con una consistente preponderanza degli abieteti su lariceti, pinete e formazioni antropogene, ovvero vegetazioni arboree la cui presenza è dovuta ad attività antropiche di rimboschimento. Molto rappresentati sono anche i pascoli alpini che ricoprono circa il 20% della superficie dell’area di studio. Gli ambienti di alta quota rappresentano il 7%, essi consistono soprattutto di mughete seguite da ambienti di vegetazione rupicola, roccia nuda e ghiaioni. Infine, le superfici antropizzate o ad uso agricolo non risultano essere significative.
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L’area di studio comprende: i versanti del monte Serva, la valle dell’Ardo, con la sua diramazione est (Val Rui Fret), e infine la foresta di Cajada con le alture confinanti.
Il monte Serva occupa la porzione meridionale dell’area presa in esame. In particolare, sono i versanti sud e a sud-ovest quelli a essere interessati. Questi sono caratterizzati soprattutto da pascoli alpini che vengono sfruttati per la monticazione di ovini e caprini. Spingendosi ad altitudini maggiori è possibile trovare circoscritte superfici di habitat di alta montagna, caratterizzati da vegetazione rada e suoli rocciosi.
Tra il Serva e le Pale della Mola si sviluppa la valle dell’Ardo e la Val Rui Fret. Queste zone occupano la porzione centro-occidentale dell’area di studio, sono maggiormente ombrose e caratterizzate da latifoglie, in particolare dall’associazione orno-ostrieto. A seguire si trovano anche consistenti superfici di conifere.
Val Grave de San Marco
Cime Tanzon e Zervoi Monte Pelf
Forcella Col Torond
Monte Serva
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A nord-est della Val Rui Fret le cime del Tanzon e del Zervoi la separano dalla piana di Cajada. Quest’ultima rappresenta la regione nord-orientale dell’area di studio. Consiste in una piana boscosa confinata a sud dai rilievi sopracitati. A ovest invece sono le pendici Pelf a costituire un’importante barriera geografica. E a nord dalle cime di Cajada. Da queste montagne l’area prosegue ulteriormente sul versante settentrionale, discendendo la forcella di Col Torond, fino alla Val Grave de San Marco. La foresta di Cajada e le alture limitrofe presentano soprattutto superfici boscate che sono composte, in egual misura, da habitat caratterizzati da conifere e da superfici ricoperte da latifoglie, in particolare da faggete in varie associazioni. Le zone rimanenti di questo territorio sono costituite da pascoli reperibili sia in quota, come nei dintorni di Malga Zervoi, ma anche nella piana. In entrambi i casi sfruttati per l’alpeggio. Inoltre, è possibile trovare boscaglie di pino mugo e rododendro, invece non significative sono le superfici di ghiaioni e roccia nuda. Considerando la classificazione CORINE Land Cover (CLC) per la categorizzazione dell’uso e della copertura del suolo, l’area di studio presenta i livelli elencati nella Tabella 1.
Codice CLC Legenda Superficie (km2) %copertura
31100 Bosco di latifoglie 0,102 0,487
31141 Faggeta altimontana 1,669 7,949
31142 Faggeta montana tipica esalpica 2,305 10,977
31145 Faggeta primitiva 1,730 8,237
31146 Faggeta submontana con ostria 0,827 3,937
31182 Orno-ostrieto primitivo 0,637 3,032
31183 Orno-ostrieto tipico 1,438 6,845
31193 Carpineto con ostria 0,106 0,506
31211 Abieteto dei substrati carbonatici 1,860 8,859
31213 Abieteto dei suoli mesici con faggio 0,240 1,142
31215 Abieteto esomesalpico montano 2,765 13,168
31221 Formazione antropogena di conifere 0,881 4,195
31231 Lariceto primitivo 0,108 0,515
31232 Lariceto tipico 0,338 1,609
31252 Pineta di pino silvestre esalpica con faggio 0,077 0,367
31258 Pineta di pino silvestre primitiva 0,037 0,175
32120 Pascoli di pertinenza di malga 2,450 11,669
32130 Pascoli diversi 1,664 7,925
32211 Arbusteto 0,217 1,031
32232 Mugheta mesoterma 0,764 3,638
33200 Rocce nude, falesie e affioramenti 0,462 2,199
33210 Greti e letti di fiumi e torrenti 0,126 0,601
33230 Ghiaioni 0,166 0,789
33300 Aree a vegetazione rada 0,032 0,154
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Considerando invece la classificazione Natura 2000 (N2K) per la categorizzazione degli habitat, l’area di studio presenta le tipologie elencate nella Tabella 2.
Codice N2K Legenda Superficie
(km2) %copertura
4060 Lande alpine e boreali 0,121 0,575
4070 Boscaglie di Pinus mugo e Rhododendron hirsutum (Mugo-Rhododendretum hirsuti)
0,317 1,508
6150 Formazioni erbose boreo-alpine silicee 0,023 0,110
6170 Formazioni erbose calcicole alpine e subalpine 1,155 5,502 6210 Formazioni erbose secche seminaturali e facies coperte da
cespugli su substrato calcareo (Festuco-Brometalia)
1,120 5,336
6230 Formazioni erbose a Nardus, ricche di specie, su substrato siliceo delle zone montane
0,116 0,554
6430 Bordure planiziali, montane e alpine di megaforbie idrofile 0,003 0,014
6520 Praterie montane da fieno 0,037 0,175
7230 Torbiere basse alcaline 0,009 0,041
8120 Ghiaioni calcarei e scistocalcarei montani e alpini (Thlaspietea rotundifolii)
0,258 1,229
8160 Ghiaioni dell'Europa centrale calcarei di collina e montagna 0,033 0,159 8210 Pareti rocciose calcaree con vegetazione casmofitica 1,020 4,859
9130 Faggeti dell'Asperulo-Fagetum 5,302 25,247
9140 Faggeti subalpini dell'Europa centrale con Acer e Rumex arifolius 1,019 4,850 9180 Foreste di versanti, ghiaioni e valloni del Tilio-Acerion 0,048 0,226 91K0 Foreste illiriche di Fagus sylvatica (Aremonio-Fagion) 3,698 17,611 91L0 Querceti di rovere illirici (Erythronio-Carpinion) 0,161 0,767 9530 Pinete (sub-)mediterranee di pini neri endemici 0,077 0,368
Nonhabitat nd 6,482 30,869
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Riguardo alla gestione dell’area di studio è da sottolineare che non è completamente contenuta nei confini del PNDB. Delle 21 celle che compongono il territorio studiato, 13 ricadono interamente all’interno del parco invece 8 ricadono in piccola parte all’esterno dell’area protetta. Complessivamente il 90,5% dell’area presa in esame ricade all’interno del parco e la parte rimanente è subito fuori di esso. Quindi quest’ultima non soggiace alle norme di gestione dell’ente nazionale. La porzione dell’area di studio che rientra nei confini del parco è composta prevalentemente da zone a riserva naturale generale. Queste occupano praticamente la totalità della valle dell’Ardo e del monte Serva, mentre la foresta di Cajada e i rilievi limitrofi presentano una maggioranza di zone di protezione. Le zone di penetrazioni sono minime e corrispondono ad alcune malghe, assenti invece le zone a riserva integrale (Vedi Figura 7).
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2.2 Elaborazioni cartografiche e disegno di campionamento
Per la progettazione del disegno di campionamento è stato utilizzato il programma QGIS 2.18. Per i calcoli delle coperture del suolo dell’inquadramento geografico e per le immagini è stato usato QGIS 3.10.
I layer utilizzati per queste operazioni sono stati i seguenti:
- Shapefile del reticolo europeo ERTS89/LAEA 1 km fornito dal sito dell’Agenzia Europea dell’Ambiente.
- Shapefile della copertura e uso del suolo CORINE Land Cover della Provincia di Belluno, fornito dal Geoportale della Regione Veneto.
- Shapefile del Confine del Parco Nazionale delle Dolomiti Bellunesi fornito dal sito ufficiale del parco.
- Shapefile degli habitat secondo la classificazione Natura 2000 del sito Rete Natura IT3230083 fornito dal sito della Regione Veneto.
- Shapefile della zonazione gestionale del PNDB concesso dall’Ente Parco Dolomiti Bellunesi. - Foto satellitari fornite dai servizi open source di Google LLC.
Per il posizionamento delle fotottrappole è stato redatto un apposito disegno di campionamento che ha previsto in primo luogo di suddividere l’area di studio in base al reticolo di celle di 1*1 km individuato dal Regolamento (UE) n. 1089/2010 relativo all'interoperabilità dei set di dati territoriali e dei servizi di dati territoriali e legato a quanto previsto dalla Direttiva 2007/2/CE. La Direttiva 2007/2/CE INSPIRE (INfrastructure for SPatial InfoRmation in Europe), recepita nell’ordinamento italiano con il decreto legislativo 27 gennaio 2010 n. 32, ha come obiettivo “di rendere omogenee e condivisibili, all’interno dell’Unione europea, le informazioni georeferenziate di carattere ambientale, affinché queste siano di supporto alle politiche ambientali o per ogni altra attività che possa avere ripercussioni sull’ambiente” (MATTM, 2020). Nell’ambito di tale direttiva i “dati territoriali” sono definiti come “i dati che attengono direttamente o indirettamente, a una località o a un’area geografica specifica” (Art. 3).
In particolare, si è deciso di applicare il reticolo indicato in tale direttiva perché l’area di studio ricade quasi interamente nel sito Rete Natura 2000, delle Dolomiti Feltrine e Bellunesi (IT3230083). Per ogni cella è stato poi identificato il proprio centroide, e ad ognuno di essi è stato fatto corrispondere una stazione di campionamento.
L’uso dei centroidi rende la matrice di campionamento omogenea, e le distanze, tra una stazione di campionamento e l’altra, costanti. Questo fa sì che specie con lo stesso home range abbiano le
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stesse probabilità di essere fotografate in qualsiasi porzione dell’area presa in esame. La distanza tra le stazioni di fototrappolaggio infatti influenza la probabilità di cattura delle specie che varia in base alla grandezza del loro home range. In caso di punti di rilevamento troppo distanti le specie dall’home range ridotto hanno meno possibilità di essere fotografate. Al contrario, a parità di stazioni di campionamento, se esse sono troppo ravvicinate, potrebbero coprire un’area troppo ristretta per rilevare diversi esemplari di una specie caratterizzata da ampio home range (Rovero e Zimmermann, 2016).
Creati i centroidi delle celle sono stati eliminati i punti che ricadevano oltre i 1800 m di quota. Dei punti rimanenti sono stati selezionati quelli accessibili da sentieri che permettessero di ricoprire al meglio l’area del monte Serva, della valle dell’Ardo e della foresta di Cajada. Sono così risultati 21 punti, correlati a 21 celle di 1*1 km, a formare una maglia continua di 21 km2 totali, dove però non
tutte le celle sono adiacenti tra loro (Vedi Figura 8).
Figura 8. Reticolo di campionamento dell’area di studio. All’interno di ogni cella si trova la corrispettiva stazione di fototrappolaggio teorica, ovvero il proprio centroide.
22 2.3 Protocollo metodologico
L’indagine è stata effettuata tra il 6 giugno e il 20 settembre 2019 e ha previsto l’impiego di 20 fototrappole, tutte modello Scoutguard SG562D (Vedi Figura 9).
Questo modello è in grado di raccogliere sia immagini, con possibili dimensioni di 5, 10 o 14MP, sia video con risoluzione di 1280x720p. Possiede un angolo di ripresa di 55° e un tempo di attivazione di 1,2 s. Il processo di attivazione e quindi di cattura dell’immagine può avvenire tramite due sistemi. Il primo consiste in una classica modalità passiva a infrarossi (Passive Infrared, PIR). Essa induce l’attivazione nel caso in cui la differenza tra la temperatura dell’aria e quella di un oggetto presente nell’inquadratura superi una certa soglia (Meek et al., 2012). Questa soglia è configurabile tramite 3 modalità: bassa, media e alta. Inoltre, è selezionabile anche l’intervallo di tempo che deve intercorrere tra lo scatto di un primo oggetto rilevato e quello di una successiva rilevazione. Ciò serve per regolare l’accumulo di immagini riguardanti stessi individui già rilevati che possono stanziare per più tempo in prossimità del dispositivo. Il sistema PIR può essere attivato o disattivato e in alternativa è possibile utilizzare una modalità di attivazione a tempo. Ovvero, la fotocamera effettua uno scatto ad ogni intervallo di tempo prestabilito a prescindere che un oggetto sia entrato nell’inquadratura. Questo tipo di attivazione può essere utile quando il sistema PIR non si rivela
Figura 9. Fototrappola modello Scoutguard SG562D collocata nella stazione 235R.
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efficace, come in caso di temperature troppo elevate dell’ambiente oppure nella rilevazione di organismi ectotermi (Meek et al., 2012). La modalità PIR e a intervalli di tempo possono essere attivate in contemporanea. Infine, per entrambe è possibile definire il numero di scatti per raffica ad ogni attivazione.
Il sistema di flash è composto da un illuminatore a luce bianca e uno a infrarossi. Il primo consiste in un tubo allo xenon. Esso permette di catturare foto a colori e nitide, ciò facilita l’identificazione degli animali ritratti. Tuttavia, può richiedere l’elevato consumo di batteria e tempi per ricaricarsi maggiori rispetto al flash a infrarossi. Quest’ultimo invece permette foto meno definite ma consuma meno energia e possiede tempi di ricarica più veloci (Meek et al., 2012). Le due tipologie di flash sono attive contemporaneamente e coprono una lunghezza massima di 27m. È possibile regolare la potenza del sistema di illuminazione e quindi la sua gittata tramite la scelta tra: long range e short range.
In questo studio, per tutte le fototrappole, sono state utilizzate le medesime impostazioni le quali sono state riassunte nella Tabella 3.
Modalità Dimensione
media foto
Sistema di attivazione
Sensibilità
PIR Raffica Intervallo
Gittata flash
Foto 5mb PIR Normal 3 scatti 0 sec Lunga o
breve
Analisi delle impostazioni utilizzate: - Modalità: foto
Questa modalità è stata scelta perché permette di raccogliere una tipologia di dato sufficiente al riconoscimento di una specie, occupa meno spazio di memoria di un video e allunga l’autonomia del dispositivo. Infine, facilita il processo di trasferimento e catalogazione dei dati.
- Dimensione media foto: 5mb
Similmente anche la dimensione delle immagini è stata preferita in quanto sufficiente al riconoscimento delle specie, perché occupa una ridotta quantità di spazio di memoria e facilita le operazioni di trasferimento.
- Sistema di attivazione: PIR
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È stato scelto questo sistema di attivazione perché ritenuto idoneo alle caratteristiche delle specie target e alle condizioni ambientali dell’area di studio. Questa scelta ha permesso di massimizzare le possibilità di fotografare le specie. Inoltre, si è ridotta la mole di possibili bianchi, e quindi, lo spazio di memoria occupato e il tempo nelle fasi di trasferimento e catalogazione.
- Sensibilità PIR: normale - Raffica: 3 scatti
Un numero di 3 scatti per raffica è stato considerato adatto al riconoscimento delle specie ritratte negli eventi e non eccessivo riguardo allo spazio di memoria occupato.
- Intervallo tra ogni attivazione: 0 sec
Si è optato per non inserire alcun intervallo tra una raffica è un’altra per assicurarsi il maggior numero di dati in caso di passaggio di un animale.
- Gittata flash: definita singolarmente per ogni stazione in funzione della morfologia del terreno e della distanza dal punto centrale dell’inquadratura.
Per ogni dispositivo sono state utilizzate 8 batterie AA Energizer Lithium Ultimate da 1,5V. Come supporto di memorizzazione sono state utilizzate schede SD marca San Disk e Kingston, con uno spazio di memoria pari a 16 o 32 GB.
Prima di iniziare il posizionamento, in condizioni di controllo, le fototrappole sono state configurate, è stato verificato il corretto funzionamento di ognuna di esse e sono state preparate per il loro trasporto. Queste operazioni sono state effettuate in laboratorio. La configurazione ha previsto l’impostazione della data del giorno, l’ora solare e delle impostazioni già citate in precedenza. Per posizionare una fototrappola si raggiungevano le coordinate del punto stabilito dal disegno di campionamento tramite l’ausilio di un ricevitore GPS modello Garmin GPS Map 64 ST nel quale erano stati precaricati tutti i centroidi. Quando il punto si rivelava irraggiungibile per la morfologia del terreno ci si è comunque avvicinati il più possibile ad esso. La distanza tra il punto teorico, ovvero quello previsto dal disegno di campionamento, e quello reale, cioè dove si è effettivamente posizionata la camera, è variata da 0 m a 385 m, con una media di circa 116m (Vedi Figura 10).
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Una volta raggiunto il punto in cui posizionare la fototrappola si è proceduto con l’osservazione del terreno circostante per l’individuazione di eventuali segni che suggerissero il passaggio di animali. Questi potevano essere ad esempio: sentieri percorsi da animali, presenza di impronte, escrementi o ciuffi di pelo. Considerati questi elementi e le caratteristiche del terreno è stato deciso l’orientamento della fototrappola. Questa veniva fissata ad un albero o ad un paletto di legno di abete di circa 1 m di altezza, trasportato in loco appositamente, quando gli alberi erano assenti o la loro disposizione non permetteva l’orientamento ottimale della fotocamera. Il fissaggio è avvenuto tramite una cinghia in nylon nel caso di collocazione su albero e invece tramite una fascetta stringicavo di plastica nel caso di posizionamento su bastone. Le fotocamere sono state fissate ad un’altezza che è variata tra 29 cm e 90 cm, cercando di posizionare sempre la fototrappola a circa 55 cm di altezza rispetto al punto inquadrato. Inoltre, esse venivano disposte con un’inclinazione di circa 10° verso il terreno. Ciò veniva effettuato tramite l’ausilio di un tubo di materiale plastico rigido, di 1.5 cm di diametro e lungo 15 cm, posto tra la superficie posteriore superiore della fototrappola e l’elemento a cui essa veniva fissata (Vedi Figura 11), oppure per l’inclinazione naturale dell’albero. Alla cinghia o alla fascetta si è legato un cartellino che indicava l’ente proprietario del dispositivo e i contatti dei responsabili del progetto. Questo aveva lo scopo di dare la possibilità di informarsi riguardo allo scopo della fototrappola alle persone che avrebbero potuto accorgersi della sua presenza e per dissuadere da eventuali rimozioni della strumentazione.
Figura 10. Esempi del posizionamento delle stazioni reali a confronto con quello delle stazioni teoriche.
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Dopo aver posizionato il dispositivo si è controllata la sua corretta configurazione.
In seguito, sono stati eseguiti i primi scatti per confermare la corretta altezza, orientamento e impostazioni della fototrappola. Poi sono stati effettuati gli scatti con riferimento metrico per permettere la stima delle dimensioni degli animali che sarebbero stati fotografati. Il riferimento metrico consisteva in un bastone a fasce di 10cm, bianche e rosse, alternativamente, per una lunghezza di circa 100 cm dal terreno. Gli scatti con il riferimento sono stati effettuati ponendo quest’ultimo a circa 3,5 m dalla fototrappola, inserendolo nel terreno tramite l’intero tratto non colorato, in maniera tale che l’intera porzione colorata fosse visibile.
Una volta posizionata la fototrappola tutte le stazioni sono state fotografate per una più precisa caratterizzazione dell’ambiente di collocamento.
Infine, si è abbandonata la stazione subito dopo aver attivato la fototrappola.
Durante le fasi di collocamento, configurazione e controllo veniva compilata una scheda di campionamento che presentava i seguenti campi (Vedi Figura 12):
- Generali:
o Codice identificativo della fototrappola utilizzata o Numero della stazione di campionamento - Localizzazione:
o Coordinate del punto di posizionamento o Altitudine
o Località - Periodo:
o Data del giorno o Ora solare corrente
27 - Meteo
- Rilevatori - Collocamento:
o Distanza tra la fototrappola e il riferimento metrico o Altezza della fototrappola dal suolo
o Substrato o Ambiente o Note
Nella scheda di campionamento erano presenti anche delle caselle relative alle seguenti impostazioni:
- Dimensione foto
- Numero di foto per raffica - Intervallo
- Attivazione flash e potenza - Ora solare
Queste caselle venivano riempite con un segno positivo progressivamente alla verifica dell’impostazione considerata. Questo è stato fatto per validare ulteriormente la procedura di controllo.
Per questo studio non è stato utilizzato alcun tipo di attrattivo per aumentare le probabilità di cattura. L’uso di attrattivi come esche alimentari, olfattive o sonore possono avere differenti effetti
Figura 12. Modello della scheda di campionamento utilizzata per questo studio.
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a livello interspecifico e intraspecifico. Gli individui di alcune specie possono presentare delle variazioni comportamentali in seguito al primo incontro con l’esca (Otis et al., 1978), questo può causare un’alterazione della distribuzione naturale della popolazione e una variazione degli home range degli individui (Rovero e Zimmermann, 2016). Variando l’home range si possono alterare gli aspetti quantitativi delle interazioni tra determinate specie come ad esempio i tassi di predazione (Balme et al., 2014). Inoltre, le esche possono avere effetti differenti su individui della stessa specie ma con sesso, età ed altre caratteristiche differenti (Rovero e Zimmermann, 2016). Infine, possono anche aumentare la diffusione di patologie tra specie venendo attirate ad una fonte alimentare comune.
Le fototrappole sono state lasciate in loco per un numero di giorni che è variato tra 31 e 39 con una media di 35. Senza controlli intermedi.
Esse sono state recuperate raggiungendo le coordinate raccolte durante il loro posizionamento. Raggiunto il punto di campionamento la fototrappola è stata aperta, controllato il corretto funzionamento, lo stato delle batterie, della memoria e sono state raccolte le seguenti informazioni: - Data corrente
- Numero di foto memorizzate - Stato delle batterie
- Verifica di corretto funzionamento - Eventuale presenza di problemi tecnici - Rilevatori
2.4 Catalogazione immagini
Gli scatti sono stati trasferiti dalle schede di memoria a un PC. Poi sono state catalogate tramite il programma Wild.ID versione 0.9.31. Questo software permette di assegnare ad ogni scatto un’etichetta, così da classificarlo. Per le immagini raccolte in questo studio sono state utilizzate le seguenti etichette:
- Animal: per gli scatti in cui era presente un animale. Questo veniva poi identificato come specie e qualora non fosse possibile almeno a livello di genere.
- Blank: per gli scatti che non presentavano alcun animale.
- Misfired: per gli scatti che hanno presentato dei problemi di registrazione, producendo file danneggiati dal punto di vista grafico che non hanno permesso la classificazione dello scatto in nessun’altra categoria.
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- Setup/Pickup: per gli scatti di prova durante le fasi di collocamento e ritiro della fototrappola. - Unidentifiable: per gli scatti che non hanno permesso di ottenere immagini di animali
sufficientemente idonee ad ottenere l’identificazione della specie o del genere.
In seguito alla catalogazione è stato esportato dall’applicazione un file Excel nel formato denominato Wildlife Insights.
2.5 Elaborazione dati
Per la stesura della checklist e per valutare la ricchezza in termini di specie è stata ottenuta la lista di ogni specie rilevata, dal file Excel, esportato da Wild.ID.
Per valutare i tassi di cattura si è utilizzato l’indice di abbondanza relativa (RAI). Esso corrisponderebbe all’abbondanza di eventi fotografici di ogni specie in un giorno di attività di fototrappolaggio (trap-days), ma viene usualmente ricalcolato proporzionalmente a 100 trap-days (O’Brien et al., 2003). Quindi il RAI è stato definito con la seguente equazione:
𝑅𝐴𝐼 = 𝐸𝑖
𝑆𝐶∗ 100 Dove:
- Ei indica l’abbondanza di eventi fotografici indipendenti della specie i.
- SC indica lo sforzo di campionamento totale ovvero l’ammontare di trap-days intercorsi durante lo studio.
Con eventi fotografici indipendenti si indicano catture fotografiche in cui la probabilità che ricompaia lo stesso individuo nello scatto è minore. Dato che in una serie di scatti consecutivi in cui appare un animale della stessa specie, è probabile che si tratti dello stesso individuo, per calcolare le abbondanze di eventi indipendenti è stato applicato un metodo di conta ad intervalli. Ovvero, si assume che gli individui fototrappolati in un determinato intervallo di tempo, siano lo stesso, e tali considerati nel calcolo delle abbondanze. Questo permette di ridurre le probabilità di considerare più volte gli stessi individui. Il calcolo è stato effettuato sia con intervalli di un giorno, sia con intervalli di un’ora. Così si sono calcolate le abbondanze di eventi indipendenti su base oraria e su base giornaliera. La stessa metodologia è stata applicata anche alle altre categorie di immagini, oltre a quella in cui sono presenti animali, così da poter poi confrontare i risultati di ciascuna di esse. Calcolate le abbondanze relative è stato possibile calcolare il RAI per ogni categoria e per ogni specie.
In condizioni ideali di campionamento i tassi di cattura delle specie rappresenterebbero le abbondanze relative presenti nella comunità. Questo però significherebbe che le probabilità di
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essere fotografate sarebbero uguali per ogni specie e in ogni stazione. Tuttavia, tale situazione si verifica molto raramente. Le probabilità di ogni specie di essere rilevata possono variare per fattori specie-specifici o ambientali. Tra questi troviamo la massa che caratterizza ogni specie, dato che una fototrappola può variare la sua efficacia in base alle dimensioni dell’animale. Pure l’uso di sentieri varia da specie a specie e quindi varieranno le probabilità di rilevarle a seconda che la fototrappola venga posta lungo questi percorsi o meno. Anche l’ampiezza dell’homerange determina le probabilità di una specie di essere fotografata, quindi specie con homerange differenti avranno probabilità diverse di essere fototrappolate. Questi fattori, come qualsiasi altra caratteristica fisica o comportamentale di una specie, che varia la sua probabilità di essere fotografata rispetto ad altre, fa sì che non vengano mantenuti i reali rapporti di abbondanza presenti tra le specie e quindi che il suo tasso di cattura non corrisponda alla sua abbondanza relativa. Ciò può essere dovuto anche a fattori ambientali. Questi solitamente influenzano le probabilità di rilevare un individuo lungo lo spazio o il tempo. Le condizioni ambientali possono variare da stazione a stazione ma anche lungo la giornata o la stagione. I fattori climatici come la temperatura o l’umidità possono influenzare le prestazioni di una fototrappola. Allo stesso modo anche le caratteristiche dell’habitat come la densità della vegetazione possono influenzare le possibilità di reperire una specie in zone differenti (Rovero e Zimmermann, 2016).
Per queste motivazioni il RAI è da considerarsi soprattutto come un indice dei tassi di cattura che si sono verificati durante uno studio. È stato utilizzato in quanto si rivela relativamente semplice da calcolare e con i dovuti accorgimenti permette il confronto con altri studi.
Per valutare la diffusione attraverso l’area di studio delle specie rilevate è stata utilizzata la naïve occupancy (ψ). Questo indice consiste nel rapporto tra il numero di stazioni in cui è stata rilevata una specie e il numero di stazioni totali (Rovero e Zimmermann, 2016).
ψ =𝑆𝑖 𝑆 Dove:
- Si indica il numero di stazioni dove è stata rilevata la specie i.
- S indica il numero di stazioni totali.
Non è possibile definire la distribuzione precisa delle specie rilevate considerando le stazioni nelle quali sono state fotografate. Questo perché la mancanza di una specie negli eventi raccolti in una stazione non significa necessariamente la sua assenza ma potrebbe trattarsi di un mancato rilevamento. Ciò avviene per gli stessi motivi che non permettono di mantenere le abbondanze relative nel materiale raccolto tramite fototrappolaggio.
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La naïve occupancy corrisponde alla possibilità di rilevare una determinata specie in una cella del reticolo di campionamento. Infatti, per la struttura stessa dell’indice essa varia tra 0 e 1, maggiore sarà il suo valore e maggiore sarà la possibilità di rilevare la specie in una cella dell’area di studio (Rovero e Zimmermann, 2016). Anche questo indice è stato scelto perché è semplice da calcolare e permette il confronto con altri studi.
Per valutare l’uso dell’habitat da parte delle specie rinvenute sono state costruite alcune tabelle. In queste ogni specie è stata affiancata al codice dell’habitat della stazione di campionamento in cui la specie è stata rinvenuta e il corrispettivo tasso di cattura con cui è stata fototrappolata in quell’habitat. I codici degli habitat fanno riferimento alla classificazione CORINE Land Cover (CLC). Questo perché in seguito all’analisi di questa categorizzazione degli habitat e di quella Natura 2000, si è constatato che la classificazione CORINE Land Cover permette di raggiungere un dettaglio maggiore e ricopre una superficie maggiore dell’area di studio.
Queste operazioni sono state effettuata tramite il programma Excel 16.0.
L’indice RAI permetterà di valutare le abbondanze relative delle specie rilevate in questo studio restituendo così lo stato di parte della comunità a mammiferi che abita questa area di studio. I dati verranno confrontati con studi precedenti come quello di Spada et al. del 2016 e quello di Vettorazzo et al. del 2018. Questo permetterà di confermare ulteriormente i risultati di questo studio oppure offrirà la possibilità di avanzare alcune ipotesi riguardo ai fattori che hanno potuto influenzare la significatività del RAI come indice di abbondanza relativa. Il RAI inoltre permetterà di valutare l’uso dell’habitat da parte delle specie rilevate, in quanto il tasso di cattura di una specie all’interno di un habitat è correlabile all’utilizzo dello stesso da parte della specie considerata.
La naïve occupancy permetterà di valutare la diffusione nell’area di studio di ogni specie rinvenuta, quindi valutare l’ampiezza della zona in cui si possono ritrovare all’interno dell’area di studio. La naïve occupancy perciò restituisce un dato di natura maggiormente distributiva in confronto al RAI. Dato che anche questo indice, come il RAI, soffre di alcuni bias che possono influenzare i suoi valori, verranno comunque fatte alcune ipotesi sui fattori che hanno potuto causare dei mancati rilevamenti alterando così la reale diffusione delle specie rilevate nell’area di studio.
32 3. RISULTATI
L’indagine è stata condotta dal 6 giugno al 20 settembre 2019. In questo periodo le fototrappole sono state in campo per un totale di 728 giorni. Lo sforzo di campionamento, ovvero i giorni in cui sono rimaste attive le fototrappole (trap-days), è risultato pari a 694 giorni. Per calcolarlo si sono sottratti ai 728 giorni di campionamento, i giorni in cui le fototrappole sono rimaste in campo ma senza poter funzionare per scheda di memoria completa o perché si erano scaricate le pile. Durante i 694 trap-days sono state raccolte 17665 immagini, le cui percentuali per categorie sono esposte nella Figura 13.
Si nota come l’86% delle immagini consista in bianchi, ovvero immagini che non ritraggono alcun animale. Nella Figura 14 è possibile osservare la distribuzione delle varie categorie di immagini tra le stazioni di campionamento.
Figura 13. Il grafico a torta mostra le abbondanze per ogni categoria di immagini. “Animal” indica gli scatti in cui era presente un animale. “Blank” gli scatti che non presentavano alcun animale. “Misfired” gli scatti che hanno presentato dei problemi di registrazione. “Setup/Pickup” gli scatti di prova durante le fasi di collocamento e ritiro della fototrappola. “Unidentifiable” gli scatti di animali che non hanno permesso l’identificazione della specie o del genere.
7%
86% 5% 2%
