G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Nell’immaginario collettivo gli animali si dividono in buoni e cattivi, docili
e pericolosi, rari, in via di estinzione e comuni. Per coloro che hanno attenzione e sensibilità gli animali rappresentano sempre un valore di naturalità
riconosciuto e apprezzato. Sappiamo tutto sulle migrazioni dello gnu o sui
branchi di leonesse del Serengeti (visti soprattutto nei documentari televisivi), ma sappiamo molto meno sugli animali “alieni” (specie introdotte al di
fuori del loro areale originario), sugli animali “problematici” e ancor meno
sui danni che entrambi causano, in termini ambientali ma anche economici.
Ovviamente le cose si complicano quando i punti di vista sono diversi. Nelle
risposte ai questionari somministrati agli agricoltori il cinghiale assume i
contorni di un vero flagello; lo stesso questionario riempito da un cittadino
“urbano”, dipinge questa specie come un elemento naturale connesso all’ambiente, tanto più bello e incontaminato se abitato da animali selvatici, magari di grossa taglia e meglio se facilmente osservabili. I punti di vista sono
quindi essenziali per capire i problemi e per cercare di mitigarne gli effetti.
In questo numero presentiamo un dossier dedicato agli animali “problematici”, curato da Andrea Monaco e Roberto Sinibaldi, che spaziando in un
terreno di confine tra temi di carattere ambientale, sociale ed economico,
affronta, senza perdere di vista il filo rosso del valore della biodiversità, le
problematiche connesse con la presenza di alcune specie animali.
Il quadro che ne emerge si caratterizza per la mancanza quasi assoluta di
soluzioni universalmente valide, di formule sicure per la risoluzione dei
problemi. In tutti i casi il delicato equilibrio tra presenza dell’uomo e degli
animali, va cercato con pazienza, costruito con attenzione e sostenuto costantemente. Spesso caso per caso, luogo per luogo.
Partendo dal “controllo faunistico”, vale a dire da quello che dovrebbe essere
l’atto finale per la soluzione del problema del conflitto esistente tra fauna
selvatica e uomo, ci accorgiamo subito che l’uso di tale strumento gestionale è complesso, costoso, di incerta attuazione e con implicazioni non solo
pratiche, ma anche etiche ed emotive. Si genera così un conflitto sociale che
contrappone punti di vista diversi, che arrivano a ideologizzare lo scontro. I
risultati non sempre vengono adeguatamente monitorati e a volte si ottiene
Aree protette
La fauna problematica
5
6
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
solo una più o meno blanda riduzione numerica degli animali ritenuti in
soprannumero, con effetti più sul contesto sociale che sull’ambiente naturale.
Facendo un passo indietro ci si accorge che le invasioni di animali “alieni”
sono un problema che ha origini remote. Tra gli innumerevoli e documentati
esempi, basti ricordare il caso dell’estinzione del Dodo dalle Isole Mauritius,
avvenuta nel XVII secolo anche a causa dell’introduzione di predatori da
parte dell’uomo. L’introduzione di specie alloctone, oltre a costituire una
delle principali minacce alla conservazione della biodiversità, è critica anche
per gli ingenti danni economici e per la diffusione di malattie e parassiti
che le specie aliene causano. Il nostro Paese non sfugge alla presenza di tale
minaccia e molte delle specie considerate tra le 100 più “invasive” al mondo
si sono già stabilite da noi e altre continuano ad arrivare, come la zanzara
tigre, il gambero rosso della Luisiana o il punteruolo delle palme.
Parlando di animali problematici, non si può non riferirsi con particolare
attenzione al cinghiale, specie fortemente “manipolata” dall’uomo per motivi venatori e quasi sempre considerato in soprannumero. L’ammontare dei
danni che causa all’agricoltura in Italia è stimabile in milioni di euro l’anno.
Le Regioni assumono di volta in volta atteggiamenti di contrasto più o meno
forti e, soprattutto nelle aree protette, il conflitto sociale si sente e produce
tensioni che si trasformano in una specie di verdetto pro o contro il Parco.
Ma i giudizi, i timori, le convinzioni sul cinghiale quanto e su che cosa sono
basate? Un contributo specifico nel dossier chiarisce diversi elementi e smentisce quelle che per molti sono delle granitiche certezze. La storia recente del
cinghiale, dagli studi morfometrici all’ampliamento degli areali ci è proposta
sotto una lente di ingrandimento assai efficace, priva di quelle suggestioni
che sconfinavano quasi nell’aneddotico. Probabilmente quella del cinghiale,
specie “simbolo” che riassume in sé buona parte delle problematiche connesse con la fauna problematica, è una presenza con cui bisogna imparare a
convivere, mettendo in atto tutte le mitigazioni del caso per ridurre danni
ed incidentalità, ma assicurando contemporaneamente il mantenimento
di spazi vitali alla sopravvivenza di una specie che ha “piena cittadinanza”
nella fauna italiana e nei nostri ecosistemi.
La convivenza tra uomo e fauna selvatica è l’unica strada percorribile per
uscire realisticamente da una visione puramente antropocentrica e va
percorsa con l’umiltà che deve scaturire dalla consapevolezza che alla radice
della “problematicità” della fauna c’è sempre l’uomo che, con la sua azione, è
stato in grado di scardinare il naturale equilibrio dinamico tra le componenti di un ecosistema.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Silvano Toso
Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale - ISPRA
Nell’ambito della gestione faunistica, con il termine “controllo” si indica un’azione
o un insieme di azioni tese contrastare l’impatto indesiderabile che la popolazione
locale di una determinata specie esercita su beni, attività economiche o altre componenti delle biocenosi. Il controllo può essere esercitato in maniera diretta diminuendo la consistenza della popolazione, oppure in modo indiretto agendo sui fattori
limitanti che ne condizionano la dinamica. Il controllo è dunque di uno strumento di
gestione che si concretizza attra­verso interventi che potremmo definire di “polizia
faunistica”. Con questo significato il controllo è previsto in tutte le normative nazionali e in molte di quelle sovranazionali che riguardano la conservazione e la gestione
della fauna.
Per quanto riguarda il nostro Paese i riferimenti normativi sono la Legge 11 febbraio
1992, n. 157 “Norme per la protezione della fauna selvatica omeoterma e per il pre­
lievo venatorio”, art. 19 e la Legge 6 dicembre 1991, n. 394 “Legge quadro sulle Aree
protette”, artt. 11 e 22. Il controllo di popolazioni faunistiche è anche normato dalla
Convenzione di Berna “relativa alla conservazione della vita selvatica e dell’ambiente
naturale in Europa” (art. 9) e dalla Direttiva 147/2009/CE “concernente la conservazio­
ne degli uccelli selvatici” (art. 9), entrambe recepite dall’Italia.
Una lettura analitica del corpus normativo sopra citato evidenzia come il controllo
rappresenti una deroga al generale regime di protezione accordato alla fauna. In
questo senso il controllo si affianca, sia pure con motivazioni e modalità d’esecuzione diverse, ad altre due forme di deroga previste: il prelievo venatorio e la cattura di
animali selvatici a scopo di studio o di ricerca scientifica.
Le motivazioni del controllo
Il controllo di una popolazione di animali selvatici può essere effettuato in funzione
di diverse motivazioni:
per prevenire o limitare danni ad attività economiche quali l’agricoltura, la forestazione, l’allevamento di animali domestici e l’itticoltura;
per evitare il danneggiamento di edifici, manufatti ed infrastrutture (ad esempio
le arginature dei canali);
per motivi sanitari legati sia alla profilassi delle malattie che colpiscono gli animali domestici, sia alla lotta alla diffusione delle forme patogene che possono
essere trasmesse dagli animali selvatici all’uomo (zoonosi);
per eliminare specie alloctone che interferiscono negativamente con le biocenosi originarie delle regioni ove sono state introdotte;
per attenuare l’impatto esercitato (ad esempio per predazione o competizione)
su specie minacciate;
Aree protette
Il controllo faunistico come
strumento di gestione dei
conflitti tra animali selvatici e
società umana
7
8
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
per ottimizzare la produttività di specie di interesse venatorio per le quali la predazione può rappresentare un fattore limitante.
Aree protette
Differenze tra controllo e caccia
L’esame delle motivazioni che giustificano il controllo rende evidente come questo
strumento di gestione si discosti sostanzialmente dall’attività venatoria, che è semplicemente una forma di utilizzo delle popolazioni di alcune specie di fauna intese
come una risorsa naturale rinnovabile. Nell’attuale contesto socio-culturale, questo
utilizzo è sostanzialmente giustificato dalla necessità di soddisfare richieste di carattere ludico, poiché il prelievo di animali selvatici ha perso generalmente il ruolo di
elemento primario di un’economia di sussistenza.
Lo stesso quadro normativo rispecchia bene la differenza concettuale tra le due attività. Un esempio per tutti può essere la già citata Legge n. 157/92 se si procede ad una
lettura comparata del dettato degli artt. 1, 12 e 18, che evidenziano i principi su cui si
deve basare l’attività venatoria, e dell’art. 19, dedicato al controllo. Risulta ben chiaro che, oltre alle diverse motivazioni, caccia e controllo si discostano profondamente
anche per quanto concerne le specie che possono essere coinvolte, i mezzi ed i tempi
utilizzabili, nonché per ciò che riguarda le persone destinate a svolgere le due attività.
Mentre risultano cacciabili solo le specie elencate nell’art. 18, almeno dal punto di vista
giuridico è possibile esercitare il controllo di qualsiasi specie appartenente alla fauna
omeoterma, comprese quelle particolarmente protette di cui all’art. 2, comma 1.
La caccia può essere esercitata esclusivamente con i mezzi elencati nell’art. 13,
mentre il controllo può essere attuato con qualsiasi mezzo purché selettivo, vale a
dire tale da non mettere in pericolo l’incolumità di individui appartenenti alle specie
non bersaglio. Le attività di controllo possono essere condotte durante tutto l’anno
e anche nelle ore notturne, superando in tal modo i limiti stagionali e di orario che
caratterizzano la caccia in virtù di quanto disposto dal già citato art. 18.
Infine, la caccia è consentita ai cittadini che desiderano praticarla e che rispondono
ai requisiti previsti dall’art. 22 (abilitazione all’esercizio venatorio); il controllo è invece un’attività tendenzialmente riservata a personale d’istituto (agenti della polizia
provinciale, guardie forestali, ecc.), eventualmente supportato, per esempio nel caso
delle aree protette regionali, da personale coadiuvante, opportunamente formato e
autorizzato, scelto preferibilmente tra i cacciatori residenti all’interno dell’Area protetta (art. 22 Legge n. 394/91).
La dimensione umana del problema
Il controllo delle popolazioni di animali selvatici suscita conflitti sociali; pochi altri
aspetti della gestione faunistica vedono tra loro contrapposte in modo così netto sul
piano ideologico e culturale categorie diverse di cittadini. Questa attività è spesso
sollecitata da agricoltori, forestali e cacciatori, ognuno evidentemente per motivazioni diverse e spesso con una visione del tutto settoriale, ma è fieramente avversata
da protezionisti ed animalisti. Evidentemente la percezione del valore relativo della
fauna (a livello di specie, di popolazione o di singolo individuo) rispetto a quello dei
beni (in senso lato) che essa può danneggiare, varia in misura notevole nelle diverse
persone sulla base di pulsioni razionali e pratiche, ma anche etiche ed emotive.
In una società complessa e governata da meccanismi democratici la mediazione tra
interessi diversi è il compito di politici ed amministratori; i primi svolgono questa
funzione nel momento della stesura delle leggi, i secondi quando devono applicarle
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Il controllo della fauna secondo la Legge n. 157/92
Come già accennato, nella legge cornice l’attività di controllo al di fuori delle Aree
protette è normata dalla L. n. 157/92, art. 19, commi 2 e 3, ove sono previste le tipologie di danno che la giustificano e viene stabilita la selettività dei mezzi da utilizzarsi.
In questo stesso articolo tuttavia il legislatore ha introdotto un concetto del tutto
nuovo rispetto alle norme precedenti, vale a dire quello dei “metodi ecologici” con
i quali di norma il controllo dovrebbe essere esercitato. Solo qualora i metodi ecologici risultino inefficaci possono essere autorizzati piani di abbattimento. Secondo
un’accezione ormai consolidata, per metodi ecologici debbono intendersi tutti quelli
che prescindono dalla sottrazione di individui alla popolazione oggetto di controllo;
sostanzialmente si tratta di intervenire sui fattori limitanti che ne condizionano le
dimensioni e la dinamica (fonti trofiche, siti di riproduzione, ecc.).
Un’interpretazione ancora più estesa del concetto di “metodi ecologici” ascrive a
questa categoria di azioni la predisposizione di fonti trofiche alternative (coltivazioni
“a perdere” o stazioni di foraggiamento artificiale) a quelle offerte dalle risorse danneggiabili e la messa in opera di mezzi di protezione fisica di queste risorse (recinzioni fisse, reti mobili, pastore elettrico) o di strumenti dissuasivi (visivi, olfattivi, acustici, ecc.) in grado di ridurre la frequentazione dei siti critici da parte degli animali.
In questo contesto rimane oggetto di interpretazioni diverse l’attribuzione alla categoria dei metodi ecologici della cattura e successiva traslocazione di individui in altre
aree; su questo punto si contrappongono un’interpretazione letterale della norma
e la considerazione che, dal punto di vista demografico e per le conseguenze sulla
popolazione di origine, non esiste alcuna differenza tra cattura ed abbattimento, in
quanto entrambe le azioni sortiscono lo stesso risultato.
Per comprendere l’approccio che il legislatore ha tenuto nei confronti del controllo non è tuttavia sufficiente 1’esame dell’art. 19, ma è necessario rifarsi anche ai
contenuti dell’ art. 10, comma 1, ove si afferma che mentre per la generalità delle
specie la gestione è finalizzata “al conseguimento della densità ottimale e alla sua
conservazione” per quanto attiene alle specie “carnivore” la gestione deve invece
tendere “alla conservazione delle effettive capacità riproduttive e al contenimento
naturale delle altre specie”. Questo passaggio della legge è passibile di molte critiche sul piano scientifico e tecnico. “Specie carnivore” è una definizione ambigua
ed imprecisa: in un’accezione estensiva può riferirsi a qualsiasi specie predatrice
o necrofaga, in un’accezione ristretta ai soli Mammiferi appartenenti all’ordine dei
Carnivori. Qualunque significato si voglia dare al termine “carnivori” il senso della
distinzione tra questi ultimi e le altre specie per ciò che concerne la pianificazione
degli interventi di gestione risulta poco chiaro e oggetto di diverse interpretazioni.
Questo passaggio della legge si presta invero ad una critica di fondo; i principi generali di conservazione della fauna selvatica andrebbero applicati indifferentemente
a tutte le specie, salvo adottare le opportune scelte gestionali per ognuna di esse in
Aree protette
alla realtà territoriale e sociale che ricade sotto la loro giurisdizione. Nel processo
istruttorio che porta alla decisione finale essi dovrebbero avvalersi di un’appropriata
consulenza scientifica e tecnica come elemento di conoscenza dei diversi elementi
che entrano in gioco e di previsione degli scenari che possono scaturire in seguito
alle diverse opzioni che è possibile mettere in campo. Appli­cando questi concetti
generali alla materia che stiamo trattando, cioè il controllo, diventa ancora una volta
essenziale un’analisi ragionata del quadro normativa ed in particolare della Legge n.
157/92 che rappresenta un primo punto di mediazione tra i diversi interessi coinvolti.
9
10
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
funzione di alcuni parametri, come lo status giuridico (specie cacciabile o protetta)
o la presenza nei diversi istituti faunistici previsti dalla legge (ambiti territoriali di
caccia, zone di ripopolamento e cattura, oasi di protezione, ecc.)
Aree protette
L’interpretazione e l’applicazione data dall’ISPRA
Secondo il dettato dell’art. 19 il compito di indicare i metodi ecologici di volta in volta
più idonei e di verificare la loro eventuale inefficacia è affidato all’Istituto Nazionale
per la Fauna Selvatica (ora ISPRA) che rappresenta l’organismo scientifico e tecnico
di ricerca e consulenza per lo Stato, le regioni e le province (art. 7, comma 1). Va
ricordato che, in maniera più generale, lo stesso Istituto è chiamato dalla legge a
“controllare e valutare gli interventi faunistici operati dalle regioni e dalle province
autonome” (art. 7, comma 3) ed è stato inoltre individuato come l’autorità italiana
abilitata a dichiarare che le condizioni stabilite per l’applicazione delle deroghe di
cui all’art. 9 della Direttiva 147/2009/ CE sono realizzate e a decidere quali mezzi,
impianti e metodi possono essere utilizzati, entro quali limiti e da quali persone.
Di seguito vengono sintetizzate le linee direttrici alle quali l’ISPRA, in ottemperanza
alle proprie funzioni, si attiene nell’espressione dei pareri richiesti dalla legge in
merito al controllo delle popolazioni selvatiche.
Le specie
Nello stabilire se una specie risulta passibile di azioni di controllo viene valutato
il rapporto tra il valore relativo della specie stessa e la natura ed entità del danno
provocato. Il valore della specie si riferisce al suo stato di conservazione generale
(riferito all’intero areale occupato) e locale (relativo all’area in cui viene richiesto
l’intervento di controllo). Questo modo di procedere determina ovviamente una vasta
gamma di casi diversi che si distribuiscono in un gradiente i cui estremi sono la completa eliminazione di una specie indesiderabile (ad esempio lo Scoiattolo grigio americano Sciurus carolinensis) e la mancata applicazione di qualsiasi forma di controllo
per specie rare e minacciate (ad esempio molti Falconiformi ed alcuni Carnivori).
La maggior parte delle richieste di controllo avanzate dalle amministrazioni locali
riguardano la limitazione dei danni alle coltivazioni agricole prodotti da Ungulati, in
primis il Cinghiale Sus scrofa, ed interventi su alcune specie di predatori cosiddetti
“opportunisti”, che possono interferire con la produttività della piccola selvaggina
stanziale. Vale la pena soffermarsi sull’approccio tenuto dall’ISPRA in quest’ultimo
specifico contesto, che rappresenta un caso emblematico delle problematiche di
ordine giuridico, tecnico, biologico e socio-culturale che debbono essere affrontate
dagli organismi decisionali e da quelli gestori ai diversi livelli.
Fermo restando che la motivazione del controllo appare entro certi limiti giustificata da quanto previsto dal già citato art. 10, comma 1 della legge cornice, le specie
comunemente oggetto di controllo sono la Cornacchia Corvus corone, la Gazza Pica
pica e la Volpe Vulpes vulpes. Si tratta di specie ad ampia diffusione geografica nel
nostro Paese, caratterizzate in genere da popolazioni abbondanti e che in diverse
regioni hanno mostrato una recente tendenza all’espansione del proprio areale e
all’occupazione di tipologie ambientali in cui tradizionalmente non erano presenti
o lo erano con densità assai più limitate. La predazione esercitata da queste specie
sulla piccola selvaggina stanziale (Lagomorfi e Fasianidi) può rappresentare, a parità
di altre condizioni, un fattore limitante della produttività, come è riscontrabile nella
letteratura scientifica di settore. Un controllo anche diretto tramite piani di prelievo
viene dunque considerato compatibile con il quadro normativo e con lo stato di con-
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Verifica dell’efficacia
Un concetto generale che dovrebbe essere acquisito è quello per cui lo scopo ultimo
del controllo è ridurre il danno, non la popolazione. Troppo spesso invece si assiste
alla messa in atto di programmi di limitazione numerica di popolazioni selvatiche
che non contemplano un’attenta verifica dei risultati ottenuti. Ciò è tanto più grave
se si considera il fatto che non sempre densità di popolazione ed entità del danno
sono strettamente dipendenti e che spesso la reale capacità operativa che un ente
gestore può mettere in atto rende del tutto velleitarie ed inefficaci le campagne di
controllo estese a territori molto ampi. In diversi casi queste operazioni vengono intraprese, più o meno consapevolmente, con lo scopo di ottenere una sorta di effetto
placebo sul piano sociale ed avendo come obiettivo il mondo venatorio, ma indipendentemente dai risultati concreti prevedibili in termini di riduzione del danno.
Esigenze di trasparenza e di onestà sia intellettuale sia amministrativa (le campagne
di controllo costano!) impongono invece che il rapporto costi/benefici delle operazioni di controllo venga costantemente monitorato attraverso l’applicazione di tecniche
d’indagine adeguate che l’ISPRA è in grado di suggerire, almeno per gli aspetti di
propria competenza. Come in molti altri aspetti della gestione faunistica, anche in
questo caso un approccio adattativo, che orienti progressivamente le scelte gestionali in funzione di una valutazione oggettiva del rapporto costi/ benefici delle azioni
intraprese, appare ineludibile.
I mezzi
Come si è già accennato, le norme vigenti prescrivono che il controllo delle popolazioni selvatiche possa essere condotto esclusivamente con mezzi selettivi, ove per
selettività si deve intendere la capacità di intervenire solo sulla specie bersaglio,
evitando effetti negativi sulle altre componenti della zoocenosi. Tuttavia non va di-
Aree protette
servazione di queste specie, purché gli interventi relativi
vengano attuati secondo precisi limiti di spazio, tempo e
metodologie impiegate.
In questa sede preme evidenziare la filosofia di fondo che
caratterizza la posizione dell’Istituto e che può essere
sintetizzata come segue: il controllo è culturalmente e
socialmente accettabile:
se non compromette la conservazione delle specie
nella generalità del territorio, considerando una scala spaziale intermedia, ad esempio quella provinciale;
se è esercitato per ottimizzare la produttività di popolazioni naturali di selvaggina solo nelle aree di produzione (Zone di ripopolamento e cattura, Centri pubblici
e privati di riproduzione della fauna allo stato naturale,
Aree di rispetto degli Ambiti territoriali di caccia).
Naturalmente alcuni interventi di controllo potranno
essere intrapresi in maniera puntuale e mirata, indipendentemente dalla tipologia degli istituti, qualora ciò
risulti uno strumento efficace nell’ambito di programmi
di conservazione di specie particolarmente vulnerabili di
interesse conservazionistico o nelle prime fasi di attuazione di progetti di reintroduzione di specie minacciate.
11
12
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
menticato che, sia nel caso dei metodi indiretti, i cosiddetti metodi ecologici, sia in
quello dei metodi diretti, cattura e/o abbattimento, la selettività in termini assoluti
non è materialmente raggiungibile. Basti pensare a quante specie diverse possono
essere influenzate dalla limitazione di una fonte alimentare tesa a controllare la dinamica di popolazione di una sola di esse. Lo stesso uso delle armi da fuoco, di per
se tendenzialmente selettivo se affidato a personale esperto, non è del tutto scevro
da possibili errori. L’obiettivo da raggiungere è quindi il massimo grado di selettività
possibile considerando il rapporto tra efficacia ed effetti collaterali indesiderabili.
Tra questi effetti, oltre alle probabilità di uccisione o danneggiamento di specie non
bersaglio non va dimenticato il disturbo eventualmente arrecato a queste specie e,
più in generale, all’ambiente naturale.
Un caso particolare che merita di essere approfondito riguarda l’uso delle trappole,
che in diversi casi risulta più efficace di quello dell’abbattimento con le armi da fuoco. Mentre debbono sicuramente essere bandite quelle che risultano scarsamente
selettive e conducono all’uccisione o al ferimento degli individui catturati (tagliole,
lacci, schiacce, ami, ecc.), l’uso di gabbie-trappola che catturano vivi gli animali ed
assicurano la loro incolumità può essere di volta in volta ammessa, sia pure con
determinati limiti e prescrizioni, soprattutto quando la loro selettività è fortemente
accresciuta da un meccanismo di attrazione costituito da un richiamo conspecifico
(ad esempio le trappole Larsen per la cattura della Gazza). Qualora, nell’ ambito
di programmi di controllo, l’uso delle trappole sia supportato da un parere tecnico dell’ISPRA (che riguarda sia la tipologia costruttiva e di funzionamento, sia le
modalità d’impiego) sembra possa essere superate le disposizioni di cui all’art. 21,
comma l, lettere p) e z) (divieto di produrre, vendere e detenere trappole per la fauna
selvatica e divieto di uso di richiami vivi fuori dai casi previsti dall’art. 5).
Il personale
La Legge n. 157/92 prescrive che i piani di controllo debbano essere attuati da personale d’istituto, coadiuvato dai proprietari o conduttori dei fondi interessati, purché muniti di licenza di caccia. Paradossalmente la Legge quadro sulle Aree protette
(Legge n. 394/91, art. 11) risulta meno restrittiva, poiché prevede che i prelievi faunistici destinati a ricomporre squilibri ambientali possano essere realizzati da persone
nominativamente designate, benché sotto il controllo dell’ente parco, ed una successiva modifica di questa norma (Legge 9 dicembre 1998, n. 426) stabilisce che nei
parchi regionali tale com­pito venga svolto preferenzialmente dai cacciatori residenti
nel parco e nei comuni limitrofi. Va ricordato che, nello stilare le proprie norme di applicazione della legge n. 157, alcune Regioni (ad es. Veneto, Emilia-Romagna, Toscana, Marche) hanno esteso la facoltà di eseguire i piani di controllo anche a cacciatori
che risultino a ciò abilitati dalle province attraverso specifici corsi. Questa scelta è
stata probabilmente dettata dalla constatazione che i servizi di polizia provinciale, cui
sono affidati compiti sempre maggiori e diversificati, prevedono un organico spesso
inadeguato per far fronte alle esigenze del controllo delle popolazioni faunistiche.
Indipendentemente dagli aspetti squisitamente normativi sopra accennati, l’ISPRA
ritiene della massima importanza che il personale che si dedica al controllo:
operi sulla base di direttive e protocolli stabiliti dall’amministrazione locale o
dall’ ente delegato e risponda sempre direttamente del proprio operato a questi
soggetti;
risulti adeguatamente preparato dal punto di vista professionale in merito agli
aspetti biologici, tecnici e normativi dell’attività di controllo.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Il procedimento autorizzativo
Come avviene per molti altri aspetti della gestione faunistica, il controllo necessita di un’adeguata programmazione a
diversi livelli. Ciò è particolarmente importante nel caso dei
programmi che rivestono un carattere di continuità e di ripetitività, come quel­li che riguardano ad esempio i predatori opportunisti a larga diffusione. In tal senso i pro­grammi di
controllo, che dovrebbero specificare gli obiettivi, le aree d’intervento, i metodi e le risorse umane e finanziarie impiegabili,
dovrebbero trovare posto nei piani faunistico-venatori provinciali di cui all’art. 10, comma 7 della Legge n. 157/92 e nei
piani di assestamento faunistico delle singole unità territoriali
di gestione (Ambiti territoriali di caccia, Comprensori alpini,
Aziende faunistico venatorie, ecc.), ma anche negli strumenti
regolamentari e di programmazione delle aree protette istituite ai sensi della Legge 394/91. Una simile programmazione
consentirebbe anche di migliorare il rapporto tra gli enti gestori e l’organismo tecnico-scientifico destinato ad esprimere
il proprio parere sui piani, poiché la richiesta di parere potrebbe avere una valenza pluriennale, evitando in tal modo il reiterarsi di richieste annuali con il conseguente aggravio di lavoro sia per l’amministrazione richiedente, sia
per l’ISPRA. Naturalmente ogni nuova richiesta di parere dovrebbe essere corredata
da un’adeguata relazione sui risultati ottenuti e sull’efficacia dei metodi adottati.
Di fatto negli ultimi anni questo modo di procedere si è concretizzato nella sottoscrizione congiunta da parte di ISPRA e di diverse amministrazioni provinciali di protocolli tecnici, generalmente di valenza quinquennale, con lo scopo di definire linee guida
circa le modalità di controllo della fauna; essi sono pensati per consentire la necessaria rapidità di intervento nelle situazioni critiche secondo un approccio biologico e
tecnico corretto e nel rispetto dello spirito delle norme che regolano questa attività.
Aree protette
A loro volta le amministrazioni dovrebbero:
istituire un albo del personale non d’istituto (coadiutori) chiamato ad operare;
preparare questo personale attraverso corsi specifici ed abilitarlo attraverso
prove d’esame;
abilitare solo il numero di persone necessario a far fronte alle concrete esigenze
del servizio;
assicurare il coordinamento ed il controllo dell’operato dei
coadiutori.
13
14
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Per gentile concessione
del fotografo
Marco Branchi dal sito
www.marcobranchi.it.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Riccardo Scalera
Programme Officer, IUCN SSC Species Survival Commission ISSG Invasive Species Specialist Group
Le invasioni biologiche sono un problema tanto antico quanto la storia dell’uomo. Già
duemila anni fa Plinio il Vecchio narrava nella sua Naturalis Historia l’episodio in cui
gli abitanti delle Baleari imploravano l’imperatore Augusto di mandare l’esercito affinché li liberasse dal flagello dei conigli (libro VIII, 218). Il coniglio, allora come oggi,
è una delle specie aliene più temute nel mondo della conservazione della natura, e
non solo. Inizialmente proprio i Romani contribuirono a diffondere questa specie endemica della Spagna meridionale - e forse del Maghreb - in altri Paesi europei, isole
incluse. Successivamente, in altre epoche, il coniglio è stato introdotto in numerose
altre parti del mondo, compresa un’infinità di isole oceaniche. Al punto che questa
specie aliena – purtroppo non diversamente da molte altre - rappresenta ormai una
delle minacce più insidiose per la biodiversità a livello globale. Il caso dell’Australia è
forse il più eclatante: in questo continente non è stato lasciato nulla di intentato per
liberarsi del coniglio, dalla diffusione di virus letali al dispiegamento di oltre 3.200
chilometri di recinzioni da un capo all’altro del continente: la famosa rabbit proof
fence. Con risultati comunque mai definitivi.
Un problema anche italiano
In generale in Italia il coniglio non rappresenta una minaccia per la biodiversità. Anzi,
nonostante le sue origini “esotiche” in alcune zone richiama addirittura un certo
interesse “conservazionistico”. In Sicilia per esempio è considerato un’importante
componente della dieta di specie minacciate, come l’aquila del Bonelli e il capovaccaio. Così, in virtù dell’antichità del suo insediamento, il coniglio è ormai diventato parte integrante del patrimonio culturale e “paesaggistico” italiano (uno status
speciale dunque, che condivide con numerose altre specie introdotte nell’antichità,
come il cipresso in Toscana, tanto per fare un altro esempio). Ma nonostante queste eccezioni, è evidente che anche la biodiversità italiana è seriamente minacciata
dall’immissione di specie aliene.
Solo tra i vertebrati, secondo uno studio ormai non troppo recente (cfr. Scalera 2001)
nel nostro paese sono presenti almeno 60 specie di vertebrati di origine alloctona.
Molte di queste sono relative a specie ben note per essere incluse nella lista delle
100 specie aliene più “invasive” al mondo redatta dall’ISSG – il gruppo specialistico
sulle specie aliene dell’IUCN (http://www.issg.org/). Il visone americano (Neovison
vison), il ratto nero (Rattus rattus), il surmolotto (Rattus norvegicus), il topolino domestico (Mus musculus), la rana toro (Rana catesbeiana), la gambusia (Gambusia
affinis) sono solo alcune delle più emblematiche.
Molte immissioni, soprattutto quelle effettuate a scopo alimentare, sono avvenute in
tempi molto antichi. Ad esempio è noto che in Italia le immissioni di uccelli risalgano
almeno al 250 d.C., epoca in cui il fagiano comune (Phasianus colchicus) veniva già
utilizzato come risorsa alimentare e per immissioni finalizzate alla caccia. Da allora
le introduzioni di uccelli si sono succedute con frequenza sempre maggiore e per i
motivi più svariati. Anche il commercio delle testuggini di terra (Testudo ssp.) doveva
Aree protette
Specie aliene invasive: cosa
sappiamo e cosa possiamo fare
15
16
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Esemplari di Trachemys
scripta.
(Foto di Fabrizio Petrassi).
essere molto frequente fin dai tempi degli antichi greci o dei romani, con il risultato
che ora diverse specie sono presenti in numerose aree al di fuori del loro areale
originario. Negli ultimi decenni invece, le svariate esigenze di mercato, soggette a
dinamiche complesse, difficilmente controllabili e sempre più condizionate dalle richieste di animali da compagnia e da collezionismo, hanno contribuito ad aumentare
la casistica delle introduzioni. Un tipico esempio è quello che riguarda i rettili, in
particolare le testuggini d’acqua dolce, spesso abbandonate dai cittadini nei nostri
fiumi e laghi, con gravi ripercussioni sugli ecosistemi nativi. L’esempio più eclatante
è quello della Trachemys scripta, una specie molto invasiva di origine nordamericana. Ma recenti studi hanno evidenziato che nel nostro territorio sono ormai presenti
numerose specie. In un solo laghetto in un parco di Roma ne sono state contate una
decina, tutte potenzialmente pericolose per la nostra biodiversità. Ma non tutte le
specie esotiche presenti in Italia vi sono state introdotte intenzionalmente: alcune
hanno colonizzato l’Italia come conseguenza di un ampliamento spontaneo del loro
areale, avvenuto dopo essersi insediate con successo in altri paesi limitrofi. È il caso
del topo muschiato (Ondatra zibethicus) giunto spontaneamente in Italia attraverso
i confini nord-orientali dopo essere stato introdotto nei paesi dell’Europa orientale. Ma sono gli invertebrati che contano il maggior numero di specie introdotte. Gli
insetti, in particolare, sono protagonisti di vere e proprie invasioni. Basti pensare
alla zanzara tigre (Aedes albopictus), il gambero rosso della Luisiana (Procambarus
clarkii) o il punteruolo delle palme (Rhynchophorus ferrugineus). Anche tra le piante
il problema delle specie non indigene è tutt’altro che trascurabile. Sono infatti note almeno
1023 specie e sottospecie non
indigene, pari al 13,4% della
flora italiana, di cui 163 sono
considerati taxa invasivi (Celesti-Grapow et al. 2009).
Le introduzioni di specie esotiche includono anche le specie
oggetto di traslocazione faunistica. Si tratta in questo caso
di un fenomeno che coinvolge
le specie native di una certa area del nostro Paese, che
sono spostate dall’uomo in altre aree, sempre all’interno del
nostro paese, dove però con
ogni probabilità non sarebbero
mai giunte autonomamente.
Un tipico esempio riguarda le
numerose specie di pesci spostate da un bacino all’altro a scopo alieutico, purtroppo
senza alcun criterio e senza tenere conto delle peculiarità di ogni singolo corpo d’acqua. Un altro caso particolare è quello delle isole – tra cui Sardegna, Sicilia, l’isola
d’Elba, Montecristo, Pantelleria, le Eolie – che sono state ripetutamente interessate
da immissioni di specie originarie della penisola, come volpi, ricci, donnole, faine,
cervi, cinghiali, ghiri, quercini, gechi e lucertole. In Sardegna, ad esempio, la maggior parte dei mammiferi presenti sono di chiara origine alloctona, persino specie di
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Una minaccia globale non solo per la biodiversità
Considerate le inevitabili difficoltà insite nel regolamentare opportunamente lo spostamento delle creature viventi al seguito dell’uomo, è prevedibile che negli anni a
venire le problematiche legate alle invasioni biologiche siano destinate a farsi sentire con frequenza e intensità sempre maggiore.
Infatti, un gran numero di introduzioni non intenzionali, rappresentano una conseguenza accidentale delle diverse attività umane legate al commercio, di cui il turismo
rappresenta un caso particolare. Il commercio globale o locale ad esempio è stato
ed è tuttora responsabile del trasporto passivo di molte specie all’interno di navi (es.
nelle acque delle cisterne), aerei, autotreni e container, al sicuro tra carichi di frutta,
legname, semi o altri generi di mercanzie e derrate alimentari provenienti da ogni angolo della terra. D’altra parte, le introduzioni intenzionali, sono legate soprattutto ad
attività produttive quali l’agricoltura, il rimboschimento, l’acquacoltura, l’allevamento
e, come caso particolare, il controllo biologico. Più complesse sono le motivazioni
di carattere socio-economico, emozionale e politico, che hanno favorito e promosso
l’introduzione e la conseguente diffusione di molte specie domestiche nell’ambiente
naturale. Nel mondo sono soprattutto conigli, capre selvatiche, maiali, cani e gatti a
minacciare in maniera più disastrosa e irreversibile molte comunità indigene.
L’allarmante diffusione di specie aliene in regioni al di fuori del loro areale originario, rappresenta una delle principali minacce per la conservazione della biodiversità
a livello globale. Ormai non è più possibile trascurare la presenza delle specie aliene
e i danni provocati dal loro crescente impatto sulle delicate comunità ecologiche e
sulle attività produttive dell’uomo. Quanto a pericolosità per la sopravvivenza delle
specie indigene, questo fenomeno è secondo solo alla distruzione dell’habitat. Le
Aree protette
grande interesse conservazionistico come il cervo sardo (Cervus elaphus corsicanus),
il muflone (Ovis aries) e le testuggini di terra. Benché la maggior parte di queste
immissioni non abbiano provocato evidenti danni significativi alle comunità indigene,
altre hanno avuto conseguenze disastrose. Basti pensare al destino della lucertola delle Eolie (Podarcis raffonei), un endemismo unico al mondo, di cui rimangono
pochissimi individui confinati in pochi “scogli” al largo delle isole principali ormai
colonizzate dalla più versatile congenere – alloctona nell’area – lucertola campestre (Podarcis sicula). Anche nell’isolotto di Santo Stefano, l’omonima sottospecie
endemica di lucertola campestre (P. s. sanctistephani) estinta tra il 1914 ed il 1954
per cause ancora poco chiare, è stata comunque “rimpiazzata” da altre sottospecie
introdotte dalla penisola (Scalera 2003). In questo senso il fenomeno delle introduzioni può assumere contorni decisamente allarmanti, considerando che nei sistemi
insulari le specie non indigene sono riconosciute a livello globale come la principale
causa di estinzione di quelle native.
Peraltro, il quadro generale delle immissioni in Italia, così come nel resto del mondo, è molto dinamico. Nuove specie aliene sono segnalate continuamente, come lo
xenopo (Xenopus laevis), una rana sudafricana utilizzata spesso nei laboratori di ricerca per i test di gravidanza, ormai insediatasi in Sicilia (Lillo et al. 2005). Altre
ancora sono entrate spontaneamente dai paesi limitrofi, come nel caso del cane
procione (Nyctereutes procyonoides), un predatore originario dell’Asia orientale che è
stato segnalato al confine con la Slovenia. Molte altre, infine, hanno semplicemente
ampliato il loro nuovo areale italiano, come nel caso dello scoiattolo grigio (Sciurus
carolinensis) una specie di origine americana, fino a poco tempo fa presente solo in
alcune regioni settentrionali, ma ormai insediatasi anche in Umbria.
17
18
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
specie non indigene possono infatti interagire con quelle tipiche del luogo attraverso
complesse dinamiche di competizione o predazione, oppure favorendo processi di
ibridazione tra entità affini. Inoltre possono contribuire alla diffusione di malattie e
parassiti, in molti casi dai risvolti pericolosi anche per l’uomo, e talvolta sono responsabili di ingenti danni economici persino alle attività produttive e alle infrastrutture.
Che le specie aliene invasive siano uno dei principali fattori di minaccia della biodiversità globale è ormai dimostrato da diversi studi (cfr. Genovesi et al. 2011). Esse
rappresentano la seconda minaccia più importante per gli uccelli, dal momento che
hanno un impatto sul 52% delle specie in “pericolo critico” e il 51% di tutte le specie
minacciate. Per altro rappresentano il quarto fattore di minaccia più importante per
gli anfibi, e il terzo per i mammiferi minacciati. Altri autori hanno messo in evidenza
che in 170 delle 680 estinzioni conosciute nel regno animale per le quali sono note
le cause, ben il 54% include le specie aliene, e in 1 caso su 5 (20%) le specie aliene
invasive sono addirittura l’unica causa riportata (Clavero e Garcia-Berthou 2005).
Altri studi condotti su scala europea hanno dimostrato che delle 174 specie incluse nella Lista Rossa dell’IUCN come in “pericolo critico”, 65 lo sono a causa delle
specie aliene invasive (Shine et al. 2010). In numerose isole oceaniche ad esempio i
danni ecologici derivati dalle introduzioni rappresentano spesso il principale fattore
di estinzione di specie autoctone. Le invasioni biologiche, oltre a compromettere irreversibilmente il funzionamento degli ecosistemi originali, possono provocare gravi
perdite alle attività agro-silvo-pastorali. Inoltre possono facilitare l’insorgenza e la
diffusione di nuove malattie e parassiti: una minaccia dai risvolti sanitari pericolosi
anche per l’uomo. Basti ricordare le tremende epidemie di peste che hanno tormentato l’Europa, causate dall’antica introduzione del ratto nero, una specie originaria
del subcontinente indiano. Secondo molti esperti, gli effetti negativi provocati dalle
introduzioni di specie aliene sugli ecosistemi e le attività dell’uomo sono addirittura
paragonabili a quelli provocati dagli attuali tassi di disboscamento o di emissione di
gas nocivi nell’atmosfera, se non addirittura a quelli dei disastri naturali, e come tali
andrebbero gestite (Ricciardi et al. 2011).
Sebbene le specie aliene con sufficiente probabilità di insediarsi con successo siano relativamente poche e benché solo una piccola parte di loro risulti invasiva e
dannosa, diverse ricerche hanno dimostrato che in quei rari casi in cui ciò accada,
il loro impatto potrebbe avere grandi probabilità di rivelarsi economicamente gravoso. Tuttavia, al pari di molte altre problematiche ambientali, le introduzioni non
sono ancora adeguatamente considerate nell’ambito degli studi economici. Gli economisti considerano il loro impatto solo raramente e, comunque, senza tenere in
debito conto l’effettivo “danno ambientale”. I costi imposti alla società dalle specie
aliene sono generalmente stimati in base alle spese sostenute per la gestione delle
problematiche da loro generate, mentre i danni vengono stimati soprattutto attraverso i costi associati agli eventuali programmi di controllo e gestione. Ad esempio,
in termini economici, le perdite annuali provocate dalle specie aliene invasive negli
USA, Gran Bretagna, Australia, Sud Africa, India e Brasile sono stati valutati in circa
300 miliardi di dollari all’anno. Solo in Europa, l’impatto economico delle invasioni
biologiche è stimato in un minimo di 12 miliardi di Euro all’anno (Shine et al. 2010).
In effetti, delle oltre 10.000 specie introdotte in Europa, la maggior parte non sembra causare alcun problema. Tuttavia, almeno un 15% di queste sono note per il loro
impatto ecologico e/o economico. Una percentuale peraltro in difetto, considerata la
mancanza di informazioni che caratterizza molte specie. Non meraviglia dunque che
sempre in Europa, secondo un recente studio realizzato per conto dell’Agenzia eu-
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
ropea per l’Ambiente nell’ambito del progetto Streamlining European 2010 Biodiversity Indicators (SEBI 2010), negli ultimi 15 anni, la Commissione europea (CE) abbia
contribuito a finanziare circa 300 progetti di gestione e ricerca incentrati su questa
problematica, per un budget complessivo superiore ai 132 milioni di euro (Scalera
2008). Infatti, tra il 1992 e il 2006, nonostante l’assenza di una strategia ufficiale o
di uno strumento finanziario specificamente rivolto alle specie aliene, il trend relativo al numero e al budget totale dei progetti finanziati è stato positivo. In media, il
budget speso annualmente è stato di circa 10 milioni di euro, con punte di 15 milioni
nel periodo 2004-2006. Sebbene sia difficile identificare con certezza i motivi che
sottendono a queste tendenze, è possibile assumere che esse riflettano un generico
aumento della sensibilità nei confronti del problema da parte dei tecnici impegnati
nella gestione delle risorse naturali e delle istituzioni scientifiche, e in ultima analisi
una maggiore inclinazione a finanziare interventi finalizzati a risolvere il problema
delle specie aliene da parte della CE e dei cittadini in generale. Questi dati - relativi ai
soli progetti finanziati nell’ambito del programma LIFE e del programma quadro per
la ricerca e lo sviluppo tecnologico – contribuiscono a stimare l’impatto delle specie
aliene in Europa in termini di costi per la riduzione e/o la prevenzione dei danni, e a
supportare lo sviluppo di iniziative politiche e campagne di informazione sempre più
mirate. Infine, l’evidente necessità di ottimizzare l’utilizzo delle risorse finanziarie
disponibili sulla base di precise priorità, giustificano l’urgenza di una specifica strategia per le specie aliene a livello di Unione europea.
In Italia non sono ancora state fatte analisi complessive sull’impatto economico
delle specie aliene, ma esistono alcuni studi specifici, come nel caso della nutria e
dell’ambrosia che possono dare un’idea dell’ordine di grandezza dei danni causati da
questo fenomeno. La nutria, per esempio, oltre a danneggiare la vegetazione lungo
gli argini di canali e corsi d’acqua, è causa di ingenti danni all’agricoltura. Complessivamente, secondo Panzacchi et al. (2007) tra il 1995 e il 2000, il suo impatto
economico è stato di oltre 11 milioni di euro, senza contare i 2 milioni e 800 mila euro
utilizzati per il controllo delle sue popolazioni selvatiche. E poi le previsioni per il
futuro non sono delle più rosee: l’ammontare dei danni potrebbe raggiungere i 9-12
milioni di euro l’anno. Si tratta di cifre assai significative, che dovrebbero far riflettere sull’opportunità di sostenere sempre di più, anche economicamente, la ricerca
di adeguate strategie di gestione per affrontare questa problematica. Un altro caso
particolarmente eclatante è quello dell’Ambrosia artemisiifolia, una pianta infestante in grado di competere negativamente con la vegetazione nativa, nota soprattutto
per le sue proprietà altamente allergeniche. Il polline di questa specie rappresenta
un serio pericolo per la salute dell’uomo in quanto provoca allergie sotto forma di
raffreddore da fieno, asma e orticaria. In Lombardia, ad esempio, le allergopatie da
ambrosia nelle aree di maggior infestazione colpiscono il 10% della popolazione.
Nella sola provincia di Milano le spese sanitarie sostenute per visite e trattamenti
correlati alle allergopatie da ambrosia sono dell’ordine di grandezza dei 2 milioni di
euro l’anno (cfr. Bonini 2009). Ma negli ultimi anni la specie si è rapidamente diffusa
in tutta l’Italia settentrionale, e sta ora spingendosi anche verso le regioni centrali. A
Roma, per esempio, per ora è nota in una sola località, dove peraltro sembra essere
giunta al seguito di un circo (a ricordarci quanto diversificati possano essere i vettori
che possono provocare, anche inavvertitamente, la diffusione di tali specie). Ma è
fin troppo facile immaginare le conseguenze ecologiche, sanitarie ed economiche di
una possibile diffusione dell’Ambrosia nel resto della penisola.
19
20
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Una sfida strategica per il nuovo millennio
Aree protette
Esemplare di Nutria
a pelo d’acqua.
(Foto di Alessandro
Calabrese).
Nonostante l’antichità di questo fenomeno, ancora oggi sembrano non esistere strategie efficaci per mettere la parola fine alla minaccia rappresentata dalla invasioni
biologiche. Tutt’altro. Infatti, alla luce delle nuove dinamiche degli scambi commerciali a livello globale, questa problematica si sta riproponendo con rinnovata energia.
Contrastare adeguatamente l’impatto delle invasioni biologiche nei confronti della
conservazione della biodiversità rappresenta così una delle maggiori sfide ambientali del nuovo millennio. Il rischio di perdita di biodiversità provocato dall’introduzione di specie aliene e le varie problematiche di carattere economico, sanitario e
socio-culturale che scaturiscono da questo genere di “inquinamento biologico” mettono in discussione molti aspetti delle società moderne, come le attuali politiche che
regolano gli scambi commerciali e lo sfruttamento dell’ambiente, le strutture del
sistema economico globale e soprattutto i fondamenti etici del nostro rapporto con
gli altri organismi viventi. Molto spesso le conseguenze delle immissioni non sono
immediatamente percepibili. Per questo motivo l’opinione pubblica, le amministrazioni e spesso anche il mondo accademico, non sempre si dimostrano preparati ad
affrontare questa problematica con la necessaria determinazione. Le iniziative di
prevenzione, così come quelle di gestione, sono spesso ostacolate da problemi tecnici ed economici di varia natura. Inoltre, soprattutto quando si comincia a parlare
di azioni di controllo o eradicazione della fauna, entrano in gioco delicate questioni
di ordine etico. È per questo che le azioni di informazione e sensibilizzazione dell’opinione pubblica dovrebbero essere considerate sempre prioritarie nell’ambito delle
attività di conservazione della natura. Però negli ultimi anni qualcosa sta cambiando. Molti governi stanno
prendendo atto delle gravi
conseguenze che troppo lassismo nei confronti
della minaccia delle invasioni biologiche potrebbe
comportare. E così, anche
a livello di Unione europea
si stanno muovendo i primi passi verso la realizzazione di misure efficaci
per contrastare il fenomeno, che si stanno concretizzando nello sviluppo di
una legislazione ad hoc,
prevista entro il 2012.
Di fatto, una delle priorità a livello di Unione
europea è lo sviluppo di
un sistema di early war­
ning and rapid response
(EWRR) volto ad assicurare un flusso di informazioni rapido, trasparente e affidabile per aiutare gli Stati
membri (SM) a individuare e intraprendere tutte le misure necessarie ad affrontare il
problema delle invasioni biologiche. Infatti, diversi studi hanno dimostrato che fino a
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
quando non sarà disponibile una strategia globale dell’UE in materia di IAS (invasive
alien species), la capacità europea di rispondere a tale minaccia sarà limitata (Genovesi et al. 2010, Shine et al. 2010). I vantaggi di una risposta rapida alle invasioni sono
piuttosto intuitivi: basti pensare a quante risorse finora investite per la loro gestione
verrebbero risparmiate, per non contare costi relativi ai danni diretti. Poi ci sono
studi che lo dimostrano chiaramente. Ad esempio è noto che l’eradicazione della
nutria nel Regno Unito è costata 5 milioni di euro, a fronte di una spesa che in Italia è
stata di 14 milioni di euro in 6 anni per il solo controllo sistematico della specie, quindi un’azione non risolutiva (Panzacchi et al. 2007). D’altra parte, oramai sono state
messe a punto metodologie di eradicazione molto efficaci, a volte supportate dalla
disponibilità di sofisticate tecnologie, che consentono elevati tassi di successo. Ad
esempio, secondo uno studio recente nel mondo sono stati effettuati con successo oltre
1000 interventi di eradicazione (Genovesi 2011). D’altra parte le eradicazioni sono uno
dei pochi interventi che garantisce risultati tangibili immediati nel campo della biologia
della conservazione: un’analisi della lista rossa dell’IUCN ha mostrato che ben 11 specie di uccelli, 5 di mammiferi e una di anfibi hanno migliorato il loro stato di conservazione proprio a seguito dell’eradicazione di specie aliene invasive (McGeoch et al. 2010).
L’urgenza di affrontare il tema delle invasioni biologiche è stata formalmente riconosciuta dalla Commissione europea nella comunicazione “La nostra assicurazione
sulla vita, il nostro capitale naturale: strategia dell’UE sulla biodiversità fino al 2020”
(COM (2011) 244 definitivo). L’obiettivo 5 di questa comunicazione è molto chiaro “Entro il 2020 individuare e classificare in ordine di priorità le specie esotiche invasive e i
loro vettori, contenere o eradicare le specie prioritarie, gestire i vettori per impedire
l’introduzione e l’insediamento di nuove specie”. Lo stesso messaggio è stato ribadito nella recente sessione del Consiglio “Ambiente” del 19 dicembre 2011, in cui i
ministri hanno discusso e convenuto sulle conclusioni relative all’attuazione della
strategia dell’UE sulla biodiversità approvata dal Consiglio il 21 giugno 2011.
Inoltre, nella comunicazione “Arrestare la perdita di biodiversità entro il 2010 – e oltre
– Sostenere i servizi ecosistemici per il benessere umano” (COM (2006) 216 definitivo),
la CE ha sottolineato la necessità di un’azione coordinata per ridurre drasticamente
l’impatto delle IAS sulla biodiversità della UE. Allo stesso modo, nella comunicazione
“Verso una strategia comunitaria per le specie invasive” (COM (2008) 789 definitivo),
la CE si è impegnata a sviluppare una politica specifica sull’argomento, e a istituire un
sistema di rapida allerta. Questi impegni sono stati approvati anche dal Consiglio dei
ministri europei nelle conclusioni adottate in occasione della 2953ª sessione del Consiglio Ambiente nella “Valutazione intermedia dell’attuazione del piano d’azione dell’UE
sulla biodiversità e Verso una strategia dell’UE per le specie esotiche invasive – Conclu­
sioni del Consiglio” (Lussemburgo, 25 giugno 2009). Di fatto, anche il G8 Ambiente, nel
2009, ha sottolineato l’urgenza di combattere le specie aliene invasive, sollecitando la
comunità internazionale a stabilire un sistema globale di rapida allerta.
In questo contesto, un contributo importante è giunto anche dall’Agenzia europea
dell’ambiente (AEA), la quale ha recentemente pubblicato un rapporto dal titolo “Towards an early warning and information system for invasive alien species (IAS) threatening biodiversity in Europe” (Genovesi et al. 2010). Questo studio analizza le
possibili opzioni per sviluppare un sistema di EWRR volto a rispondere alle invasioni
biologiche attraverso un sistema coordinato di azioni supportate da una strategia
ben definita. Tali azioni comprendono:
attività di sorveglianza e monitoraggio;
elaborazione dei dati (compresa l’identificazione delle specie);
21
22
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
valutazione del rischio (risk assessment e/o quick screening);
identificazione e definizione delle misure di gestione più adatte;
coinvolgimento delle autorità competenti;
applicazione delle misure di gestione individuate e monitoraggio/valutazione del
successo delle azioni realizzate.
L’efficacia del sistema nel suo complesso dipende fortemente da una efficiente circolazione delle informazioni, la quale a sua volta andrebbe garantita da un protocollo
d’azione chiaro e condiviso, volto a definire le procedure necessarie. Tali procedure
possono variare sia in base alle specie e ai paesi interessati, sia in base alle conoscenze e agli strumenti disponibili (sia tecnici sia legislativi). Al fine di garantire un
valido sistema di EWRR è fondamentale sviluppare e mantenere un regolare scambio di informazioni, coordinato sia a livello europeo sia a livello nazionale/locale. Ciò
consentirebbe di raccogliere, analizzare e circolare informazioni sulle specie aliene
invasive e sulle relative strategie di gestione necessarie, dando modo agli organismi
competenti di reagire alle invasioni biologiche in maniera rapida ed efficace. Tale
sistema informativo andrebbe messo a disposizione delle autorità competenti per
sostenere i processi decisionali e dare il giusto seguito al rilevamento di nuove invasioni. Esso andrebbe costituito dai seguenti elementi:
banche dati e inventari nazionali di specie aliene;
registro degli esperti di riferimento;
manuali e guide di identificazione delle specie;
alarm list.
Ulteriori strumenti di fondamentale importanza per l’attuazione di un sistema di
EWRR sono le liste nere (o bianche), e gli eventuali strumenti legislativi/giuridici di
riferimento a livello europeo, nazionale e locale, così come tutti gli strumenti finanziari disponibili (cfr. Genovesi et al. 2010, Shine et al. 2010).
In ogni caso, al fine di garantire un’azione coordinata a livello europeo, è necessario
predisporre e armonizzare un sistema comune di scambio delle informazioni capace di supportare tutte le attività principali, dall’identificazione precoce delle specie
invasive appena individuate (ovvero prima che si diffonda al punto da non essere più
eradicabile) e alla valutazione delle misure più adatte per la loro definitiva rimozione. A questo scopo sarebbe necessaria una struttura europea dedicata specificamente al problema delle specie aliene invasive. Tale struttura potrebbe avere la
forma di un comitato scientifico, un osservatorio o un’agenzia esecutiva. In alternativa – sarebbe questa l’opzione più semplice ed economica – si potrebbe istituire un
semplice network di esperti e/o istituzioni scientifiche con rappresentanti dei singoli
paesi europei, similmente a quanto finora sperimentato con il network NOBANIS
(http://www.nobanis.org/). L’importante è che, a prescindere dalla forma, tale struttura sia in grado di garantire un efficace coordinamento di tutte le attività necessarie
per gestire il sistema di EWRR. Per quanto riguarda la creazione di una struttura
comunitaria dedicata alle specie aliene, il rapporto pubblicato dall’AEA (Genovesi et
al. 2010) analizza cinque possibili opzioni. Tali opzioni tengono conto dei vari livelli di
impegno da parte delle istituzioni comunitarie e degli Stati Membri, della disponibilità di bilancio e di personale, e di tutta una serie di analisi dei costi/benefici basati su
iniziative caratterizzate da esigenze analoghe (ad esempio oltre a NOBANIS, l’EPPO,
l’EFSA, e il Joint Research Centre - JRC).
Il ruolo essenziale di un tale organismo di livello europeo sarebbe quello di fornire un
punto di riferimento tecnico/scientifico in grado di garantire l’accesso a competenze
di alto livello scientifico sui diversi aspetti di un EWRR, con il compito fondamentale
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Bibliografia
• Bonini, M., (2009). Ambrosia. Relazione sull’attività di prevenzione Anno 2009. A.S.L. della Provincia di Milano
N°1, Dipartimento di Prevenzione Medica - Unità Operativa Complessa Igiene e Sanità Pubblica.
• Celesti-Grapow L., Alessandrini A., Arrigoni P.V., Assini S. , Banfi E., Barni E., Bovio M., Brundu G., Cagiotti
M., Camarda I, Carli E., Conti F., Del Guacchio E., Domina G., Fascetti S., Galasso G., Gubellini L., Lucchese F.,
Medagli, Passalacqua N., Peccenini S., Pretto F., Poldini L., Prosser F., Vidali M., Villani M.C., Viegi L., Wilhalm
T. & Blasi C., 2009. The inventory of the non-native flora of Italy. Plant Biosystems 143(2): 386-430.
• Clavero, M., Garcia-Berthou E. 2005. Invasive species are a leading cause of animal extinctions. Trends in Ecology and Evolution 20: 110.
• Genovesi, P. (2011). Are we turning the tide? Eradications in times of crisis: how the global community is respon­
ding to biological invasions. In Island invasives: eradication and management Veitch, C.R. , Clout, M.N. & Towns,
D.R. (Eds). Gland: IUCN (International Union for Conservation of Nature) (in press).
• Genovesi, P., C. Shine, 2004. European Strategy on Invasive Alien Species. Nature and environment, n. 137.
Council of Europe publishing, Strasbourg, Pp. 67. Consiglio d’Europa, Strasburgo.
• Genovesi P, Scalera R. 2007. Toward a black list of invasive alien species entering Europe through trade, and pro­
posed responses. 40 Pp. Convention on the conservation of European wildlife and natural habitats. Standing
Committee 27th meeting, Strasbourg, 26-29 November 2007. T-PVS/Inf (2007) 9.
• Genovesi P, Scalera R, S. Brunel, Solarz W, Roy D, 2010. Towards an early warning and information system for inva­
sive alien species (IAS) threatening biodiversity in Europe. European Environment Agency, Tech. report 5/2010. 52 pp.
• Genovesi, P., Butchart S. H. M., McGeoch, M. A., & Roy, D. B. (2011). Monitoring trends in biological invasion, its
impact and policy responses. In: Biodiversity Monitoring & Conservation: Bridging the gap between global com­
mitment and local action. (Eds B Collen, JEM Baillie, S Durant, M Hatchwell, L Krueger & N Pettorelli). WilleyBlackwell, Cambridge, UK
• Lillo, F., Marrone, F., Sicilia, A. & Castelli, G. (2005) An invasive population of Xenopus laevis (Daudin, 1802) in Italy.
Herpetozoa, 18, 63-64.
• McGeoch, M. a., Butchart, S. H., Spear, D., Marais, E., Kleynhans, E. J., Symes, A., et al. (2010). Global indicators of
biological invasion: species numbers, biodiversity impact and policy responses. Diversity and Distributions, 16(1), 95-108.
• Panzacchi, M., Bertolino, S., Cocchi, R. & Genovesi, P. 2007. Population control of coypu Myocastor coypus in Italy
compared to eradication in UK: a cost-benefit analysis. Wildlife Biology 13 (2), 159-171
• Ricciardi, A., M.E. Palmer and N.D. Yan. 2011. Should biological invasions be managed as natural disasters?
BioScience 61: 312-317.
• Scalera R., 2001. Invasioni biologiche. Le introduzioni di vertebrati in Italia: un problema tra conservazione e glo­
balizzazione. Collana Verde, 103. Corpo Forestale dello Stato. Ministero delle Politiche Agricole e Forestali.
Roma. Pag. 368.
• Scalera R., 2003. Anfibi e rettili italiani. Elementi di tutela e conservazione. Collana Verde, 104. Corpo Forestale dello Stato. Ministero delle Politiche Agricole e Forestali. Roma. Pag. 232.
• Scalera R, 2010. How much is Europe spending on invasive alien species? Biological Invasions, 12(1):173-177.
• Shine, C., Kettunen, M., Genovesi, P., Essl, F. Gollasch, S., Rabitsch, W., Scalera, R., Starfinger, U. and ten
Brink, P. 2010. Assessment to support continued development of the EU Strategy to combat invasive alien species.
Draft Final Report for the European Commission. Institute for European Environmental Policy (IEEP), Brussels,
Belgium. 298 pp.
Aree protette
di attuare e mantenere un sistema di informazione coordinato su scala europea sulle
specie aliene. Va sottolineato che una struttura comunitaria per le specie aliene non
avrebbe solo il compito di garantire il buon funzionamento di un sistema di EWRR,
ma fornirebbe anche la base tecnica per altri aspetti chiave per l’applicazione di
una auspicabile futura normativa sulle invasioni biologiche. Insomma, i tempi sono
ormai maturi per attuare una strategia moderna e affidabile per contrastare un fenomeno – quello delle invasioni biologiche – che da diversi secoli continua a causare
ingenti danni sia al nostro patrimonio naturalistico sia alla nostra economia e al
nostro benessere.
23
24
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
La reducción de los accidentes
causados por la fauna en
carreteras
di Carme Rosell
Minuartia, Departimento de Biologia animal - Universitat de Barcelona
El conflicto
La preocupación por el conflicto de los accidentes en las carreteras causados por
colisiones con grandes mamíferos, y en particular con ungulados, ha aumentado de
forma notable en los últimos años en toda Europa. Ahora ya no sólo es un problema
que preocupe a los gestores de fauna, sino que también implica a los gestores de
las infraestructuras de transporte ya que genera un problema de seguridad viaria.
El aumento de extensión de la red viaria que fragmenta los hábitats y genera barreras
a los desplazamientos de fauna es uno de los factores que intensifica el conflicto, pero
en paralelo se ha producido una expansión de las poblaciones de ungulados que ha
contribuido a aumentar el número de accidentes que se producen en las carreteras.
En Europa se estimó que cada año se registran medio millón de accidentes causados
por ungulados que comportan 300 muertos y más de 30.000 heridos con un coste total
de más de 1 billon de dólares (Groot Bruinderink & Hazebroek 1996) aunque estimas
más recientes cifran en cerca de un millón los accidentes causados por ungulados
cada año en las carreteras europeas (Langbein et al 2011). Las consecuencias de los
accidentes guardan relación con el tamaño de las especies implicadas, alcanzando
costes mucho más altos en los países nórdicos en los que las colisiones se producen
con grandes ungulados como el alce (Alces alces) o el ciervo (Cervus elaphus); en
Suecia y en Alemania los costes de los accidentes causados por fauna se han estimado
en 100 y 315 millones € anuales respectivamente (ver recopilación en Seiler & Helldin
2006). En los países mediterráneos, no disponemos de estimas de costes económicos
globales, aunque seguro que son inferiores a los de los países nórdicos; no obstante
los costes sociales son muy importantes, ya que se producen conflictos por la necesidad de recuperar animales heridos y de recoger, y dar un tratamiento adecuado,
a los cadáveres de ungulados hecho que requiere la intervención de los equipos de
mantenimiento de las vías. Además, otro aspecto que causa notables complicaciones
son las reclamaciones de las compañías aseguradoras de los vehículos que demandan los costes de los daños a los gestores de carreteras, o de los terrenos cinegéticos
(según la legislación de cada país y la casuística de cada accidente) y que requieren
largos procesos jurídicos. Y todo ello, contando con el más grave de los aspectos que
son las víctimas humanas que en España se estimó que se producen en alrededor del
13% del total de accidentes con fauna silvestre (Pulido 1999). Se trata, por tanto, de
un problema que genera importantes costes económicos y sociales que justifican la
inversión en medidas para prevenir o mitigar el conflicto.
La especies causantes de un mayor número de accidentes en los países mediterráneos son el jabalí (Sus scrofa) y el corzo (Capreolus capreolus), aunque el ciervo (Cervus
elaphus) y el gamo (Dama dama) también causan un importante número de colisiones en las zonas en las que hay poblaciones de esta especies. Los datos globales
para toda España establecen que el jabalí es el causante del 60% de los accidentes
25
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
causados por irrupción de fauna silvestre en las carreteras (Pulido 1999), aunque los
datos varían según las regiones en consonancia con la abundancia de las especies de
ungulados implicados en los accidentes; así, en el centro de España el jabalí supone
el 35% del total de accidentes con fauna, superado por el corzo que supone el 38%
(Malo et al 2004) mientras que en el noreste de la península ibérica, en Cataluña, el
jabalí es el causante de hasta el 95% de los accidentes (Rosell & Navas 2010).
La distribución de los accidentes causados por ungulados muestra en todas las áreas de estudio una marcada variación estacional, que está condicionada por el ciclo
biológico de la especie y por otros factores que comportan mayor movilidad de los
animales, como la caza o la dispersión de jóvenes (Groot Bruinderink & Hazebroek
1996). En el caso del corzo, el máximo de accidentes se produce entre abril y julio,
mientras que en el jabalí el período crítico es en otoño e invierno, con un máximo
concentrado en noviembre y diciembre (Markina 1999; Rosell et al 2003); en este
período coincide el celo de la especie y, además, la época de caza, ambos factores
que incrementan los desplazamientos de los grupos de jabalís, aumentando así el
riesgo de accidentes.
¿Dónde se producen los accidentes?
La identificación de los tramos conflictivos, en
los que se producen una mayor concentración de
accidentes es un paso indispensable para definir
qué medidas de mitigación podemos aplicar. En
las vías en funcionamiento, el registro y análisis de los datos de los accidentes causados por
fauna permite identificar los tramos más problemáticos, en los que hay se produce un mayor
frecuencia de colisiones. Pero ¿podemos prever
dónde se producirá la concentración de accidentes en nuevas vías? Esto es fundamental para los
proyectos de nuevas infraestructuras y su evaluación de impacto ambiental.
A priori la respuesta a la pregunta puede ser fácil;
los tramos de mayor concentración son esperables en lugares en los que la vía cruza hábitats
que concentren altas densidades de población de ungulados. Así en un trabajo
realizado en el centro de la península ibérica los datos de unos 2000 accidentes,
en los que el 60% eran cérvidos (corzo y ciervo) concluyó que los tramos de carretera con mayor número de siniestros se asociaban a zonas con elevada cobertura forestal y alta diversidad de hábitats (Malo et al 2004). No obstante, cuando
el causante de los accidentes es el jabalí no se aprecia este patrón y se produce
concentración de accidentes en zonas sin cobertura forestal, especialmente con
cultivos como maizales, muy atractivos para la especie, o incluso en humedales
(Generalitat de Catalunya 2007; Generalitat de Catalunya 2007; Colino et al en
prensa). Este efecto es debido a que se trata de zonas donde no se permite la caza
y en las que el jabalí tiene una alta disponibilidad de alimento; por ello alcanza en
estas zonas una alta densidad, especialmente durante el período de caza cuando
estos sectores actúan como zonas-refugio para los grupos de jabalíes.
Estos ejemplos ilustran la dificultad de predecir los lugares donde habrá mayor riesgo de accidentes. En todo caso, una buena base para el diseño de medidas será
Foto 1
El corzo y el jabalí son las
dos especies que causan
el mayor número de
accidentes en carreteras
(Foto: Cos Agents Rurals.
Generalitat de Catalunya).
26
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
el análisis particular de cada caso, teniendo en cuenta cuatro factores: la especie
implicada (distribución, abundancia, ecología y comportamiento), el tráfico (intensidad y velocidad de circulación), el paisaje del entorno de la vía y las características
locales de la infraestructura (Seiler & Helldin 2006).
Medidas aplicables para la reducción los accidentes
Foto 2
Manual europeo
elaborado en
el marco del
proyecto COST 341
y prescripciones
técnicas sobre
diseño de pasos de
fauna que se aplican
en España.
La reducción de los accidentes con ungulados puede abordarse desde distintas perspectivas según el tipo de vías en que se producen. La mayor parte de accidentes (un
92% en España según datos de Pulido 1999) tiene lugar en carreteras convencionales sin cerramiento perimetral y con intensidades de tráfico inferiores a los 10.000
vehículos/día o inferiores, mientras que en autovías y autopistas el porcentaje de
accidentes es menor pero sus consecuencias son mucho más graves. Las medidas
a aplicar en cada caso también son distintas.
En autovías y ferrocarriles de alta velocidad, la prevención de accidentes con fauna
se basa en la construcción de pasos de fauna combinados con cerramiento perimetral. La experiencia con la que ya contamos en relación a estos aspectos es notable. La construcción de pasos de fauna, en el Reino Unido y en
Holanda, se remonta a la década de 1970, aunque se trataba de
pequeños pasos para tejón (Meles meles) destinados a reducir la
mortalidad de esta especie (Bekker 2009). A mediados de 1980
se llevó a cabo una de las actuaciones más emblemáticas a nivel
mundial, la permeabilización de la autopista transcanadiense a
su paso por el Parque Nacional de Banff, en Canada, donde los
pasos de fauna fueron construidos con el objetivo de reducir los
accidentes que causaban las colisiones con ungulados como los
wapitis (Cervus elaphus canadensis) y los ossos grizzly (Ursus
arctos); los exhaustivos seguimientos llevados a cabo en esta
autopista también revelaron la efectividad de los vallados combinados con pasos de fauna (Clevenguer & Walto 2000; Clevenguer
& Walto 2005). A partir de 1990 y especialmente en la última
década, las medidas para reducir la fragmentación de hábitats
ya se aplican de manera generalizada en toda Europa y se han
ejecutado numerosos proyectos de seguimiento que revelan la
efectividad de los pasos si estos se construyen de la manera y en
el lugar adecuado.
El manual Wildlife and Traffic (Iuell et al 2003), resultado del proyecto europeo COST341 (descargable en la web de IENE http://www.iene.info/cost341.
php), sintetiza el conocimiento en la materia en Europa y a partir de una extensa revisión de estudios, proyectos y resultados de seguimiento, establece las recomendaciones básicas sobre medidas aplicables para reducir la fragmentación de hábitats
causada por infraestructuras viarias; este documento se completo en el caso español
con las Prescripciones técnicas para el diseño de pasos de fauna y vallados perimetrales (Ministerio de Medio Ambiente 2006 que se ha elaborado en el marco del grupo
de trabajo español sobre Fragmentación de Hábitats causada por Infraestructuras de
Transporte y que está integrado por administraciones de medio ambiente y de transporte y coordinado por el Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente. En ambos documentos se puede encontrar información más detallada sobre las
medidas que se describen a continuación y en ellos se basan las recomendaciones
concretas que se aportan.
27
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
El vallado es un elemento clave para reducir los accidentes ya que evita que los
animales irrumpan en la calzada pero aumenta el efecto barrera de la vía; por ello
deben diseñarse como un elemento de guía que conduzca a los animales hacía viaductos, túneles o pasos para la fauna por los que puedan cruzar las vías.
Los cerramientos estándar para ungulados se recomienda que tengan una altura
mínima de 1,80 m, y hasta 2,20 cm si la vía cruza una zona con poblaciones de ciervo.
Además, para impedir la entrada del jabalí, las vallas deben su base enterrada, unos
20 cm. La expansión de las poblaciones de esta especie, y su habilidad para levantar
la malla, comportan la aparición de puntos negros de accidentalidad en tramos de
vías que ya disponen de cerramiento perimetral, pero sin la base enterrada; este
problema se está resolviendo con éxito en distintas autopistas de Cataluña, instalando un refuerzo específico de malla electrosoldada de 50 cm de altura con malla
rectangular de 30x5 cm que puede clavarse en el suelo en el tramo en el que los
jabalís levantan la malla (Ministerio de Medio Ambiente 2006).
Para facilitar el paso de fauna, las estructuras de permeabilización más adecuadas para la fauna silvestre son, sin duda alguna, los viaductos y los túneles; ambas
tienen la ventaja de que ofrecen amplias superficies que pueden mantener la continuidad con los hábitats del entorno, ofreciendo zonas por las que la fauna puede
cruzar la vía de manera completamente segura. Pero además de estas opciones,
podemos permeabilizar la infraestructura con la construcción de pasos específicos
para ungulados, y con la adaptación de pasos multifuncionales destinadas a otros
usos como cruce de caminos forestales, vías ganaderas o drenajes. A continuación
se comentan con más detalle algunas de estas estructuras.
Los ecoductos, también denominados puentes verdes, son estructuras superiores a
las vías que facilitan una superficie de conexión entre los hábitats situados a ambos
lados de la infraestructura. Las dos características más destacables de este tipo de
Foto 3
Paso superior que
restablece la conexión de
hábitats y facilita un paso
seguro para la fauna.
(Foto: Minuartia).
28
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Foto 4
Imagen obtenida
mediante un dispositivo de
fototrampeo que muestra
el paso de jabalíes
utilizando un paso inferior
específico para la fauna.
(Foto: Minuartia).
pasos son sus grandes dimensiones (se recomiendan 80 m de anchura como mínimo,
aunque a partir de 50 m ya se consiguen muy buenos resultados), y que permiten restaurar la vegetación en su superficie con comunidades vegetales similares a las de
su entorno. Aunque el coste de estas estructuras es muy elevado su uso está justificado cuando una infraestructura cruza un punto crítico para la conectividad ecológica.
Los pasos específicos para grandes mamíferos, son estructuras destinadas exclusivamente al paso de fauna silvestre, que pueden ser de dos tipos: superiores a
inferiores a la vía. Los seguimientos realizados muestran que ambos pueden ser
efectivos y la elección vendrá determinada por las características del lugar en el
que deba ubicarse el paso. Primero hay que elegir correctamente la localización de
la estructura y a continuación, en función de la topografía del terreno, optar por un
paso superior, si la vía discurre entre trinchera o a nivel del terreno, o por un paso
inferior, si la vía discurre sobre terraplén.
Para los pasos superiores específicos para la fauna se recomienda una anchura de
20 m, y es aconsejable revegetarlos e instalar pantallas laterales opacas que dan
mayor tranquilidad al paso reduciendo las perturbaciones que genera la visión de
los vehículos y las luces. En ambientes mediterráneos, con períodos de fuerte aridez, no siempre es fácil conseguir la supervivencia de la vegetación sobre los pasos
de fauna y, por ello, a diferencia de los pasos de países centroeuropeos que muestran una frondosa cobertura vegetal, con frecuencia sólo se consigue mantener una
cubierta de sustrato natural con comunidades herbáceas podo densas. Pero ello no
impide que los ungulados utilicen estos pasos.
En el caso de los pasos inferiores
específicos para la fauna la dimensión
óptima recomendada es de 15 m de anchura x 3,5m de altura, aunque hay que
tener en cuenta también el denominado
índice de apertura (sección/longitud):
a mayor longitud puede ser necesaria
mayor anchura. Distintos seguimientos
han permitido constatar que algunas
especies como el corzo y el jabalí usan
pasos más pequeños y las prescripciones técnicas aplicadas en España establecen un mínimo de 7x3,5m para estas
dos especies. El jabalí, como en tantos
otros aspectos, es caso aparte, y en
los últimos años está mostrando una
espectacular adaptación, habituándose
progresivamente a utilizar con mayor
frecuencia los pasos de fauna. Buen ejemplo de este comportamiento adaptativo
son los resultados obtenidos en una zona de humedales en Cataluña en el que se
monitorizó mediante fototrampeo un paso inferior específico para fauna de 10 m
de anchura en 2001 y en 2009; en el primer año de seguimiento, sólo se registró el
cruce de un grupo de jabalíes (una hembra y sus rayones), mientras que ocho años
después se registra una media de más de 2 grupos de jabalíes que usan el paso cada
noche (830 cruces de grupos de jabalí detectados en un año) y se detecta el paso
tanto de machos solitarios, como de grupos matriarcales o de subadultos (Rosell
et al 2010). En el mismo seguimiento se observó además, y coincidiendo con otras
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
zonas de estudio, que el jabalí está aprendiendo a usar estructuras de menores dimensiones a las prescritas, incluso se ha detectado usando tubos de drenajes, pero,
es importante tener en cuenta que las frecuencias de uso que se han observado en
estas estructuras son considerablemente inferiores a la del paso inferior de 10 m de
anchura. Por tanto, si tratamos de construir estructuras que garanticen su efectividad (con óptima relación coste/beneficio) no es recomendable recortar dimensiones
porqué corremos el riesgo de reducir notablemente la efectividad del paso de fauna.
Finalmente, y que destacar las oportunidades que ofrecen los pasos inferiores y
superiores multifuncionales, que pueden combinar el paso de fauna con distintos
usos como el drenaje, la restitución de caminos forestales o de paso de ganado (vías
pecuarias). Normalmente hay muchas estructuras de este tipo en todas las vías de
transporte y, si se adaptan correctamente, constituyen una magnífica oportunidad
para facilitar el cruce de ungulados y evitar accidentes de tráfico. Los seguimientos
han permitido observar que el paso de ganado, personas a pie o incluso de una baja
intensidad de vehículos, son perfectamente compatibles con el uso de la estructura
por la fauna silvestre. La aplicación de técnicas de fototrampeo, que registran la
hora de cruce de las personas y de los animales ha permitido apreciar una correlación inversa entre las horas en que los humanos utilizamos estas estructuras (preferentemente durante el día) y las horas de cruce de fauna silvestre que cruzan en
su mayoría, durante los crepúsculos y por la noche (Minuartia, 2011, datos inéditos).
El coste moderado de la adaptación de estos pasos multifuncionales para la fauna
es un argumento importante a favor de su aplicación, ya que en una determinada
carretera o ferrocarril, hay un gran número de estas estructuras que con un bajo
presupuesto moderado podemos acondicionar para que cruce por ellas la fauna.
Para ello hay que dispensar atención a distintos aspectos; en primer lugar, y de igual
manera que en los pasos específicos para la fauna son necesarias unas amplias
dimensiones y una adecuada restauración del entorno, pero además, hay que tratar
adecuadamente distintos aspectos del diseño de las superficies de estos pasos y del
apantallamiento lateral, si se trata de pasos superiores.
En general, cuando se proyectan pasos de fauna hay tres factores clave que requieren particular atención, porqué determinan la efectividad de la estructura y su balance coste/beneficio. Se trata de:
La correcta elección de la ubicación de la estructura, teniendo en cuenta la configu­
ración de los hábitats a conectar, los sectores estratégicos para los desplazamien­
tos de la fauna y sus rutas de desplazamiento habitual.
La correcta elección del tipo de paso de fauna, considerando las especies de refe­
rencia (target species), las características del hábitat del entorno (en particular la
topografía) y además de las características concretas de la infraestructura viaria en
el tramo de actuación.
La correcta restauración de los accesos al paso, con un adecuado diseño y elemen­
tos (revegetaciones, hileras de materiales inertes, etc.) que conecten las entradas
de los pasos con los hábitats del entorno. Este factor, junto con una adecuada in­
stalación de vallado perimetral, es fundamental para que los animales localicen los
accesos de la estructura, y la utilicen para cruzar la vía.
Pasos de fauna y cerramientos parecen la clave para resolver el problema de los
accidentes causados por fauna, y lo son, pero sólo en las infraestructuras viarias de
alta capacidad. En las vías convencionales este tipo de medidas son menos aplicables - aunque pueden ser útiles también par resolver algunos casos concretos - y debemos recurrir a otras medidas menos efectivas, con las cuales no conseguiremos
29
30
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
eliminar totalmente los accidentes pero si podemos conseguir una significativa reducción de la frecuencia de los mismos (véase las excelentes revisiones de métodos
y evaluaciones de efectividad en Huijser & McGowen 2010 y en Langbein et al 2011).
Básicamente las medidas aplicables en carreteras convencionales son de tres tipos:
la gestión de los márgenes de la vía, el refuerzo de señalización advertidora y el uso
de los llamados dispositivos disuasorios. Estos últimos se basan en la aplicación de
estímulos (olfativos, visuales o auditivos) que ahuyentan o causan alerta en el animal
y evitan que cruce la vía o, si lo hace, será con extrema cautela. La aplicación de
estos sistemas, de los cuales existe una importante variedad, se ha testado en diversos estudios y seguimientos que siempre aportan resultados parecidos; en algunos
casos no se detecta ningún efecto en el comportamiento de los animales, mientras
que en la mayoría de casos se constata que en un primer momento y durante cierto
tiempo, las medidas pueden ser efectivas hasta que los animales se habitúan a estos
estímulos y dejan de reaccionar frente a ellos (véase Iuell et al, Reeve & Anderson
1993). Es decir, se trata de medidas de efectividad temporal, con fecha de caducidad. No obstante, ello no implica que no sean útiles en algunos casos; teniendo en
cuenta que el conflicto tiene una marcada estacionalidad, es posible aplicar estos
dispositivos en lugares y momentos concretos, y conseguir así cierto efecto, aunque
sabiendo que la efectividad se reducirá a medida que transcurra el tiempo.
La señalización advertidora reforzada, normalmente asociada a una reducción de
la velocidad límite de circulación, es un amplio tema en el que no entraremos en
detalle. En este caso los esfuerzos se dirigen a conseguir un cambio de comportamiento en las personas que conducen el vehículos, intentando mediante señalización horizontal, vertical sobre paneles reflectantes o de otros tipo, que las personas
que circulan por los tramos conflictivos reduzcan la velocidad y mantengan la alerta.
En realidad, la profusión de señalización viaria la convierten en un elemento poco
efectivo. Queda no obstante un recurso interesante, que es el uso de señales advertidoras destellantes que se activan con sistemas de detección de fauna (ADS animal
detection system) que se activan en el momento en el que un animal se aproxima a la
calzada. Cuando la señal se ilumina, el riesgo es real, el animal está próximo a la via,
y por ello, en este caso el sistema si puede conseguir mayor efectividad; estos sensores también pueden mandar el aviso a los navegadores de los vehículos situando
el lugar se encuentra el animal. Estas medidas se han ensayado en Norte América
y en algunos países europeos consiguiendo buenos resultados (reducciones de accidentes del 80 al 90%), pero cuentan con numerosas limitaciones de uso, especialmente en relación con el tipo de paisaje del entorno (véase Hujiser) que influye en
las posibilidades de detección del animal. Otros elementos complementarios que se
aplican para forzar la reducción de velocidad son el uso de pavimentos diferenciados
y la aplicación de bandas rugosas o resaltes.
Finalmente, el tema de gestión de márgenes abre posibilidades interesantes, aunque hay que tener en cuenta que cualquier actuación en estas zonas debe diseñarse considerando los aspectos relacionados con la seguridad vial, la confortabilidad
de conducción, y factores estéticos y paisajísticos. La principal actuación consiste
en mantener en los márgenes de los tramos con alto riesgo de accidentes, franjas
desprovistas de árboles y arbustos, con el objetivo de mejorar la visibilidad y la posibilidad de detectar a los animales que puedan estar acercándose a la calzada. La
aplicación de esta medida requiere, no obstante, un análisis de detalle de cada situación puesto que lo que es adecuado en algunos lugares, puede tener graves inconvenientes en otros; por ejemplo los márgenes con cobertura herbácea pueden facilitar
31
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
la proliferación de topillos que atraerán a su vez a predadores (rapaces y carnívoros)
aumentando así su riesgo de mortalidad, o, si la medida se aplica en un entorno de
bosques densos, el margen herbáceo pueden atraer a cérvidos que acuden a pastar
en estas zonas con el consecuente riesgo de colisión. En otros casos, en cambio,
como en tramos conflictivos situados en entornos de mosaicos de bosques y cultivos,
la medida se ha revelado efectiva y no se han observado efectos adversos. Por otra
parte, algunos estudios apuntan que otras características de los bordes de carreteras
se asocian con un menor riesgo de accidentes, como la existencia de guarda raíles
o de taludes de más de 2 m de altura (Malo et al 2004); ello sugiere la posibilidad de
Foto 5
La señalización de vías,
aunque se refuerce con
paneles reflectantes, es
poco efectiva para reducir
los accidentes, ya que los
conductores se habitúan
y no reducen la velocidad.
(Foto: Minuartia).
reducir los accidentes incorporando a los márgenes motas u otro tipo de barreras
que, aunque no impiden el paso de ungulados, pueden contribuir a canalizar sus desplazamientos hacía zonas de cruce seguras (viaductos, túneles o pasos de fauna),
aunque no contamos con resultados experimentales de la efectividad de esta medida.
Prevenir el riesgo … o desfragmentar?
Un aspecto importante para la reducción de los accidentes causados por fauna es
el momento en que actuamos. El diseño e incorporación de medidas para reducir la
fragmentación de hábitats de las infraestructuras viarias se realiza habitualmente
en las fases de planificación y proyecto de una nueva vía, etapas en las que se lleva a
cabo la evaluación de su impacto ambiental, pero también es posible actuar cuando
la vía ya está en funcionamiento.
Como pauta general, es importante tener en cuenta que cuanto antes se empiece
a considerar la ‘infraestructura verde’ - la localización de los espacios naturales
y los corredores ecológicos - mejor podemos aplicar la prevención de conflictos
con la fauna silvestre. En este sentido es clave la fase de planificación de la infraestructura ya que un buen diseño del trazado, que evite cruzar tramos en los que
sean previsibles los conflictos, reducirá los impactos y las inversiones necesarias
en medidas para paliar el problema. Otra etapa importante es el momento en que
32
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
se elabora el proyecto, cuando se diseñan las medidas correctoras concretas que
se incorporaran; es el momento para elegir correctamente el lugar y el tipo de medidas a aplicar. Pero en muchas ocasiones, el problema aparece en vías que están ya
en funcionamiento, cuando empiezan a producirse una concentración de accidentes en
un mismo tramo. Esta situación es muy habitual y incluso en esta fase de explotación
tenemos un amplio margen para diseñar y aplicar actuaciones. Algunas de las medidas aplicables en vías convencionales no valladas (gestión de márgenes, pavimentos
y señalización reforzada, por ejemplo) son claramente aplicables a esta etapa, pero
además, también es posible aplicar actuaciones de ‘desfragmentación’ consistentes
en la construcción de nuevos pasos de fauna o, más frecuentemente, la modificación
de estructuras transversales ya existentes, que se adaptan para facilitar el paso de ungulados. Actuaciones de este tipo se han llevado a cabo ya en muchos lugares, normalmente aprovechando la realización de proyectos de ampliación o mejora de los tramos
en los que se ubican los tramos de concentración de accidentes, o bien en el marco de
medidas compensatorias de otros proyectos que se ejecutan en el mismo territorio.
Una cosa es clara, hay amplias posibilidades de prevenir y reducir el conflicto de los
accidentes causados por fauna silvestre. Los manuales y prescripciones técnicas
nos facilitan descripciones detalladas de distintas medidas aplicables y la cooperación de los gestores de vías con los expertos en gestión de fauna permitirá analizar
concretamente las condiciones de cada caso, elegir las medidas más adecuadas a
cada situación y ubicarlas correctamente.
Bibbliografía
• Bekker, H. 2009. Defragmentation in the Netherlands. Process and results. Comunicación oral presentada
en: IENE 2009 Open Day, Évora (Portugal), 24 de abril de 2009. Disponible en: http://www.cbm.slu.se/iene/
openday2009.php.
• Clevenger, A.P., Waltho, N. 2000. Factors influencing the effectiveness of wildlife underpasses in Banff National Park, Alberta, Canada. Conservation Biology, 14: 47-56.
• Clevenger, A.P., Waltho, N. 2005. Performance indices to identify attributes of highway crossing structures
facilitating movement of large mammals. Biological Conservation, 121: 453-464.
• Colino, V., Bosch, J., Reoyo, M.J., Peris, S. 2012 (in press). Influence of new irrigation croplands on wild boar
(Sus scrofa) roadkills in NW Spain. Animal Biodiversity and Conservation.
• Generalitat de Catalunya. 2007. Anàlisi de les col·lisions amb ungulats a les carreteres de Catalunya. Realitzat
per Minuartia. Documento inédito.
• Groot Bruinderink, G.W.T.A., Hazebroek, E. 1996. Ungulate traffic collisions in Europe. Conservation Biology,
10 (4): 1059–1067.
• Huijser, M.P., McGowen, P.T., 2010. Reducing Wildlife-Vehicle Collisions. In: Safe passages. highways, wildlife
and habitat connectivity (Beckman et al eds). Island Press: 51-74 pp.
• Iuell, B., Bekker, G.J., Cuperus, R., Dufek, J., Fry, G., Hick, C., Hlavác, H., Keller, V., Rosell, C., Sangwine, T.
Torslov, N., Wandall, B. 2003. Wildlife and Traffic. A European Handbook for Identifying Conflicts and Designing Solutions. KNNV Publishers. (descargable en la web de IENE http://www.iene.info/cost341.php).
• Langbein, J., Putman, R. Pokorny, B. 2011. Traffic collisions involving deer and other ungulates in Europe
and available measures for mitigation. In: Ungulate Management in Europe (Putman et al eds.). Cambridge
University Press: 215-259 pp.
• Malo, J., Suárez, F., Díez, F. 2004. Can we mitigate animal-vehicle accidents using predictive models?. Journal
of Applied Ecology, 41: 701-710.
• Markina, F.A. 1999. Accidentes de carretera con ungulados cinegéticos en el territorio histórico de Álava. In:
Fauna y Carreteras (Asociación Técnica de Carreteras eds.): 129-138 pp.
• Ministerio de Medio Ambiente . 2006. Prescripciones técnicas para el diseño de pasos de fauna y vallados
perimetrales. Documentos para la reducción de la fragmentación hábitats causada por vias de transporte,
num.1 Organismo Autónomo de Parques Nacionales. Ministerio de Medio Ambiente. 112 pp. (descargable en
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
33
http://www.marm.es/es/biodiversidad/temas/conectividad-ecologica-en-el-territorio/fragmentacion/).
• Minuartia. 2011. Seguimiento del estado y eficacia de las medidas preventivas y correctoras para la fauna
en la Línea de Ferrocarril de Alta Velocidad Córdoba – Málaga. ADIF- Administración de Infraestructuras
Ferroviarias. Documento inédito.
• Rosell, C., Alvarez, G., Cahill, S., Campeny, R. Rodriguez, A., Seiler, A. 2003. COST 341. La fragmentación del
hábitat en relación con las infraestructuras de transporte en España. OA Parques Nacionales. Ministerio de
Medio Ambiente. 349pp.
• Rosell, C., Navàs, F., 2010. Efectes de les infraestructures de transport en els mamífers. In: Història Natural
dels Països Catalans. Suplement Fauna i Flora (Giralt et al eds): 416-418 pp.
• Rosell, C., Navàs, F., Carol, J., Fernández, M., Romero de Tejada, S., 2010. Use of fauna passages by wild
boar: some change is observed. Proceedings 8th International Symposium on Wild Boar and Other Suids.
York (England).
• Seiler, A., Helldin, J.O. 2006. Mortality in wildlife due to transportation. In: The ecology of transportation: managing mobility for the environment (Davenport, J., Davenport, J.L. eds): 165-189 pp.
Aree protette
• Pulido, C. 1999. Accidentes producidos por la presencia de animales de gran tamaño en las carreteras. In:
Fauna y Carreteras (Asociación Técnica de Carreteras eds.): 81-90.
34
la fauna problematica
La mitigazione degli incidenti stradali con la fauna Aree protette
di Carme Rosell
Sintesi in italiano a cura di Roberto Sinibaldi e Andrea Monaco
La problematica degli incidenti stradali provocati da collisioni con grandi mammiferi, ungulati in
particolare, è aumentato in modo significativo negli ultimi anni in tutta Europa fino a diventare un
serio problema per la sicurezza stradale. La crescente estensione della rete stradale, con conseguente frammentazione degli habitat e riduzione della circolazione della fauna selvatica, unitamente al
considerevole incremento delle popolazioni di ungulati, sono le cause principali dell’incremento del
numero degli incidenti. Secondo stime recenti in Europa avvengono circa un milione di collisioni
all’anno con ungulati; una porzione non trascurabile di questi incidenti porta a conseguenze gravi,
con costi economici e sociali considerevoli che giustificano gli investimenti in misure per prevenire
o ridurre i conflitti.
Nei Paesi del Mediterraneo le specie che causano un maggior numero di collisioni sono il cinghiale
e il capriolo, ma anche cervo e daino possono localmente costituire un serio problema per la circolazione stradale. La distribuzione degli incidenti causati da ungulati mostra una marcata stagionalità, in
funzione delle variazioni nella mobilità degli animali, talvolta casuate dall’uomo stesso (p. es. a causa
della caccia).
L’individuazione dei tratti in cui si verifica la maggiore concentrazione degli incidenti è un elemento essenziale per definire dove e quali misure di mitigazione possono essere applicate. Molto
più complesso risulta invece prevedere quali saranno i tratti critici nel caso di nuovi progetti di
infrastrutture. In entrambi casi i fattori da tenere in considerazione sono quattro: le specie coinvolte
(distribuzione, abbondanza, ecologia e comportamento), il traffico (intensità e velocità), il paesaggio
circostante alla strada e le caratteristiche locali dell’infrastruttura.
Le soluzioni sono diverse a seconda dello specifico contesto. Per autostrade e ferrovie ad alta velocità, la prevenzione di incidenti con animali selvatici si basa sulla costruzione di passagi per la
fauna selvatica (o l’adeguamento a tale funzione di passaggi esitenti) in combinazione con recinzioni
perimetrali. Tali schermature sono la chiave di volta per ridurre le collisioni, ma aumentano l’effetto
“barriera” dell’infrastruttura e quindi dovrebbero essere concepite come un elemento “guida” che
conduce agli animali verso viadotti, gallerie e passaggi che permettano l’attraversamento. In generale
sono tre i fattori che determinano l’efficacia e la sosteninbilità in termini di costi/benefici dei passaggi: la corretta ubicazione, la scelta funzionale alle specie traget, l’adeguata sistemazione degli accessi.
Nelle strade convenzionali i passaggi per la fauna difficilmente costituiscono una soluzione praticabile e, pertanto, si adottano altre soluzioni, in grado di perseguire per lo meno una significativa
riduzione della frequenza delle collisioni. Le misure applicabili sono di tre tipi: la gestione delle
bordure stradali, la segnalazione di pericolo e l’uso di strutture/prodotti deterrenti. Quest’ultima
categoria si basa sull’applicazione di stimoli (olfattivo, visivo o uditivo) che causano allarme negli
animali evitandone l’attraversamento. Si tratta di misure con effetti temporanei che possono avere
una loro efficacia nel caso di applicazioni limitate nel tempo (p. es. nei periodi di massimo rischio di
impatto). Le tipologie di segnalazione stradale mirate ad indurre il conducente a rallentare e aumentare l’attenzione sono molteplici.
Tra queste le più efficaci sono quelle che prevedono l’uso di segnalatori luminosi. In generale l’efficacia dei segnali stradali è inversamente proporzionale alla loro abbondanza. Le bordure stradali
35
G azzetta A mbiente n 1 / / 2 0 1 2
Sintesi in italiano
Come regola generale è importante sottolineare che prima ci si pone il problema dei corridoi ecologici e delle collisioni con la fauna selvatica e più ampi sono i margini d’azione. È meglio intervenire
in fase di progettazione dell’infrastruttura che su assi già costruiti e i manuali sviluppati in ambito
europeo ci forniscono descrizioni dettagliate delle varie tecniche disponibili. Una buona progettazione, fatta con la collaborazione di zoologi e faunisti esperti, è in grado di prevenire in buona parte
l’insorgenza di tale criticità e permettere il risparmio di ingenti risorse.
Aree protette
dovrebbero essere progettate e gestite anche in funzione della sicurezza stradale. In tal senso sarebbe
prioritario privare di alberi ed arbusti i margini dei tratti ad alto rischio di incidenti, allo scopo di
migliorare la visibilità e la capacità di rilevare animali che si avvicinano alla strada. L’applicazione di
questa misura richiede, tuttavia, un’analisi dettagliata di ogni situazione per evitare che tali contesti
possano divenire in tal modo attrattivi per specie diverse da quella target, a loro volta oggetto di
collisioni (p. es un margine erboso in un contesto forestale potrebbe attrarre il pascolo dei cervi). Le
sperimentazioni hanno dimostrato l’efficacia e l’assenza di controindicazioni della corretta gestione
delle bordure in paesaggi caratterizzati da un complesso mosaico ambientale e alternanza di aree
aperte e boscate.
36
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Per gentile concessione
del fotografo
Marco Branchi dal sito
www.marcobranchi.it.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Beatrice Frank* e Jenny A. Glikman**
*Biologa, esperta di Human Dimension, dottoranda presso il Dipartimento di Geografia della Memorial University, St.
John’s, Terranova e Labrador (Canada)
**Etologa, esperta di Human Dimension, dottorato presso il Dipartimento di Geografia della Memorial University, St.
John’s, Terranova e Labrador (Canada)
Il sucesso della conservazione e della gestione della fauna selvatica non richiede
solo approfondite conoscenze biologiche ed ecologiche delle specie, ma necessita
anche di un quadro conoscitivo delle caratteristiche socio-economiche e culturali
delle popolazioni umane che condividono il territorio con tali specie (Riley et al.,
2002; Mascia et al., 2003). Difatti, il contesto sociale e geografico in cui le persone
incontrano la fauna selvatica gioca un ruolo fondamentale nel determinare atteggiamenti negativi o positivi verso le specie (Manfredo e Daye, 2004; Woodroffe et al.,
2005). Lo studio delle interazioni tra uomini ed animali, a cui viene data sempre più
enfasi nella pianificazione delle strategie di conservazione e gestione, ha dato vita ad
una disciplina di ricerca denominata “Human Dimension” (HD) o dimensione sociale.
La HD riconosce che le percezioni, le opinioni, gli atteggiamenti e i comportamenti
delle persone verso le specie selvatiche sono una componente integrante per una
gestione ottimale delle risorse naturali (Decker et al., 2001). Questa disciplina considera le componenti emotive, mentali, spirituali, culturali ed economiche che le popolazioni locali attribuiscono alle risorse naturali (Eagly e Chaiken, 1993; Verplanken
et al., 1998; Bath e Enck, 2003). Capire ed integrare le opinioni delle persone nella
gestione della fauna tramite la HD è fondamentale per prevenire e mitigare i conflitti,
nonché per iniziare processi partecipativi sulla conservazione e gestione della fauna
e delle risorse naturali (Decker et al., 2001; Madden, 2004; Mannigel, 2008).
Le conoscenze ed informazioni aquisite tramite studi di HD sono necessarie per la
progettazione di campagne di comunicazione, nonché per lo svolgimento di processi
partecipativi con le comunità che interagiscono continuamente con la fauna selvatica
(Bath e Enck, 2003). Spesso le indagini di HD si articolano su questionari o interviste
che raccolgono le opinioni del pubblico sulla fauna (Glikman e Frank, 2011). Tali
informazioni possono offrire, per esempio agli Enti gestori delle Aree protette, dati
relativi al contesto sociale e culturale necessari a supportare le scelte gestionali
sulla fauna selvatica. La HD è molto di più di un semplice sondaggio di opinione o di
un’azione meramente conoscitiva (Glikman e Frank, 2011). Infatti, le indagini di HD
rappresentano il primo passo per creare un rapporto di fiducia e rispetto tra i vari
portatori di interesse e i soggetti deputati alla gestione della fauna selvatica (Decker
et al., 2001; Bath e Enck, 2003; Madden, 2004; Mannigel, 2008). Inoltre, esplorando
le opinioni delle comunità residenti, è possibile identificare quali strategie di gestione della fauna selvatica sono supportate dal contesto sociale che quotidianamente
interagisce con essa (Kellert, 2000; Mech, 2001). In più, questa disciplina può essere
usata per coinvolgere direttamente i portatori di interesse nei processi decisionali
Aree protette
La Human Dimension nella
conservazione e gestione della
fauna selvatica: l’esperienza
italiana
37
38
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
sulla gestione della fauna tramite gruppi di lavoro facilitati. In base all’attenzione
dimostrata dai portatori di interesse, i gruppi di lavoro facilitati possono portare all’identificazione di una visione comune di gestione della fauna, nonché alla raccolta di
informazioni basilari per la stesura di strategie di conservazione e di piani di gestione sulla fauna che siano condivisi e supportati dal pubblico.
La HD o dimensione sociale
La HD è nata in America agli inizi del 1900. Aldo Leopold, considerato il patriarca della gestione della fauna selvatica, affermò nel 1943 che per gestire meglio il
cervo bisognava in realtà gestire l’uomo in quanto, in molti casi, la gestione della
fauna selvatica è più socio-economica che non biologica (Bath e Buchanan, 1989;
Promberger and Schröder, 1992; Musiani et al., 2009). In Nord America, la HD è stata applicata in molti studi sulle relazioni tra uomini e fauna selvatica. Tali ricerche
hanno spaziato dalla reintroduzione di specie come il lupo nel Parco nazionale dello
Yellowstone (Bath 1989), allo studio del supporto/opposizione verso le soluzioni gestionali (controllo numerico, compensazioni o prevenzione) da adottare per ridurre
gli impatti causati da specie problematiche quali il cervo nello Stato di New York
(Decker e Chase, 1997). In Nord America, in meno di 50 anni, la HD è cresciuta a tal
punto da raggiungere un riconoscimento accademico che la rende ad oggi una disciplina accreditata ed uno strumento di routine nella gestione della fauna selvatica
(Manfredo et al., 2009).
Lo sviluppo della HD al di fuori del nord America è iniziato solo dopo il 1990 e principalmente nei Paesi scandinavi (Bjerke et al., 1998, Ericsson and Heberlein, 2003;
Ericsson et al., 2004; Kaltenborn et al., 1998). Da quei pochi studi svolti in nord Europa, questa disciplina si è diffusa nel resto del continente negli ultimi dieci anni. La
maggior parte delle indagini di HD effettuate in Europa è stata svolta nella lingua nativa dell’area di studio, principalmente sui grandi carnivori (Glikman e Frank, 2011).
In linea con il resto dell’ Europa, in Italia la HD è arrivata solo nel 2003 e gli studi
sono stati condotti soprattutto in lingua italiana (Glikman e Frank, 2011). Al 2009, un
totale di 32 studi di HD sono stati svolti nel territorio italiano. Da queste indagini sono
stati prodotti due articoli scientifici (6%) (Panzacchi et al., 2007; Carrieri et al., 2008),
19 relazioni tecniche (59%) ed 11 tesi (35%). La maggior parte di questi studi ha avuto
come soggetto principale i grandi carnivori (56%). Gli ungulati, con 10 studi (31%),
sono risultati la seconda maggiore tematica. La HD sta rapidamente prendendo piede in Italia, anche se non é ancora affermata a livello accademico.
HD per la conservazione di specie protette: il caso studio del
lupo e dell’orso marsicano
Nel 2006 è iniziato il progetto del Dipartimento di Biologia e Biotecnologie “Charles
Darwin” dell’Università di Roma La Sapienza intitolato “Conservazione dei grandi
carnivori in Abruzzo: un progetto di ricerca che integra specie, habitat e la dimensione umana”, svolto in collaborazione con l’Ente Parco Nazionale Abruzzo, Lazio e Molise (PNALM) e la Memorial University (Canada) (Ciucci e Boitani, 2010). Focalizzato
sull’orso marsicano (Ursus arctos marsicanus), sub-specie endemica e considerata
a grave rischio d’estizione (IUCN, 2007; Gervasi et al., 2008; Ciucci e Boitani, 2008), e
sul lupo appenninico (Canis lupus italicus), considerato “vulnerabile” (IUCN, 2007),
questo progetto ha integrato lo studio approfondito della componente biologica delle
due specie e quello della componente sociale del territorio del PNALM. L’impatto
39
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
causato da queste specie protette sul bestiame e l’agricoltura all’interno del PNALM
(Ciucci e Boitani, 1998), ha favorito un crescente conflitto tra gruppi di interesse (es.
agricoltori, allevatori, ecc.) ed ente parco. Per tale motivo tra novembre 2006 e giugno 2007 i residenti del PNALM, inclusa la zona di protezione esterna circostante,
sono stati coinvolti in un’indagine di HD per esprimere le loro opinioni, i loro sentimenti e le problematiche legate alla convivenza con il lupo e l’orso.
Per questo studio di HD, 1611 residenti, casualmente selezionati, sono stati contattati direttamente nelle loro case oppure nelle piazze, per strada o nei bar (Miller et
al., 1997). Ai residenti del PNALM e della zona di protezione esterna è stato chiesto di rispondere a 71 domande ed affermazioni riguardanti il lupo e l’orso al fine
di esplorare attegiamenti, conoscenze di base sulla biologia delle specie e opinioni
verso diverse opzioni gestionali. Una terza sezione del questionario ha riguardato il
sistema di rimborso da danni causati da entrambe le specie.
Per poter svolgere le 1611 interviste sono stati contattati 1933 residenti; 80% del
campione selezionato ha acconsentito a partecipare all’indagine di HD. Il 40% del
campione ricadeva nella categoria di età 40-65 anni, il 34% in quella di 18-39 anni
ed il 26% in quella di più di 65 anni. In generale, più uomini (57%) hanno partecipato
a questo studio.
Su tuttto il territorio del PNALM, gli atteggiamenti dei residenti sono risultati molto
positivi verso l’orso (85%) ed il lupo (70%). Più del 80% degli intervistati ha espresso
il desiderio di mantenere protette queste due specie nel territorio del PNALM (81%
lupo; 88% orso). La lunga coesistenza tra uomini e grandi carnivori ha favorito una
predisposizione a tollerare queste due specie nel parco. Questi risultati indicano un
supporto emotivo per la conservazione di queste specie da parte delle comunità locali del PNALM.
Le conoscenze base sulla biologia delle specie da parte dei residenti sono risultate
Esemplare di Orso bruno
marsicano.
(Fonte: per gentile
concessione del fotografo
Marco Branchi, dal sito
www.marcobranchi.it).
40
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
mediamente basse per il lupo e lievemente migliori nel caso dell’orso. Poiché nel
passato sono state realizzate diverse campagne educative sui grandi carnivori, la
scarsa conoscenza rilevata in questa indagine suggerisce che i contenuti ed i canali
di comunicazione precedentemente utilizzati non sono stati particolarmente efficaci.
Per quanto riguarda le credenze sulla consistenza delle popolazioni di lupo ed orso,
i residenti percepiscono entrambe le specie in diminuzione nel PNALM. Il recente
ritrovamento di lupi ed orsi morti nel parco è molto probabilmente il motivo su cui
sono basate tali credenze. Una elevata percentuale di residenti ha riconosciuto i bocconi avvelenati come fonte principale di tale fenomeno.
Opinioni diverse sono state espresse dai residenti del PNALM riguardo ai danni al
bestiame domestico da parte del lupo. Nella parte del parco che ricade nel Molise e
nel Lazio, danni da lupo sono ritenuti molto frequenti (58% e 62% rispettivamente),
mentre nell’Abruzzo i residenti sono risultati divisi a metà rispetto a tale affermazione. Per quanto riguarda l’orso, la visione è opposta. Mentre i residenti del Molise
(77%) e del Lazio (56%) ritengono che questa specie non causi abbondanti danni,
il 44% degli abruzzesi sostiene il contrario. Probabilmente tale credenza è dovuta
all’incursione di orsi all’interno dei paesi nella porzione abruzzese del parco. Difatti,
durante lo svolgimento dell’indagine di HD, un orso è entrato ed ha predato delle
galline nel paese di Bisegna. Inaspettatamente, il cinghiale è stato riconosciuto da
molti partecipanti (Abruzzo 64%, Molise 79%) come specie che causa i maggiori danni economici nell’area di studio.
Nonostante la maggior parte dei residenti sia risultata lievemente più positiva verso
l’orso che verso il lupo, nessuna differenza in indennizzi da danni da carnivori dovrebbe essere attuata dall’ente gestore secondo i partecipanti. Per quanto riguarda il pagamento di un sussidio per i danni da carnivori, i residenti si sono espressi
contrari a questa pratica, preferendo di ricevere direttamente dei rimborsi o, come
alternativa, capi di bestiame per compensazione. Inoltre, la maggior parte dei partecipanti ha puntualizzato che i tempi di rimborso dei danni sono troppo lunghi. Opinioni neutre sono invece state espresse riguardo alla quantità di soldi da rimborsare
a chi ha subito un danno, in quanto il pubblico si reputa non abbastanza informato o
esperto per esprimere un giudizio su questo quesito. La maggior parte dei residenti
del Molise (64%), Lazio (72%) e dell’Abruzzo - area del Fucino (60%) ritiene che i
pastori dovrebbero avere un assicurazione contro i danni da lupo ed orso. Tuttavia,
in Abruzzo–area della Marsica, gli intervistati sono risultati a sfavore di questa idea,
indicando la necessità di esplorare gli aspetti legati agli indenizzi, sussidi e assicurazioni contro i danni da carnivori in maggiore dettaglio e in maniera più specifica con
i gruppi di interesse maggiormente colpiti da questo fenomeno.
Implicazioni per la conservazione del lupo e dell’orso marsicano
I risultati di questa indagine di HD sui grandi carnivori rappresentano un importante
punto di riferimento per comprendere e caratterizzare gli atteggiamenti delle popolazioni locali verso lupo e orso. Questa indagine oltre ad essere stata una forma di
coinvolgimento del pubblico, ha dato l’opportunità ai residenti di esprimere le loro
opinioni su fondamentali temi di conservazione che riguardano il loro territorio. Tenere presenti questi risultati nella pianificazione degli interventi gestionali volti alla
tutela dell’orso e del lupo rappresenta una maniera di ridurre i conflitti tra residenti
ed ente parco, incrementando cosi la funzionalità ed efficacia della conservazione di
queste due specie nel PNALM.
Le informazioni ottenute tramite l’indagine di HD sono fondamentali per pianificare
41
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Per gentile concessione
del fotografo Marco
Branchi, dal sito
www.marcobranchi.it.
La HD per la gestione della fauna selvatica: il caso studio del
cinghiale
In meno di 30 anni, l’aumento delle popolazioni di cinghiale (Sus scrofa) ha causato la quintuplicazione dell’home range di questo ungulato in Italia (Apollonio et al.,
1988; Toso e Pedrotti, 2001; Monaco et al., 2003; Massei e Genov, 2004; Scillitani et
al., 2010). Attualmente questa specie ha una distribuzione continua sul 64% del territorio italiano ed una popolazione stimata a 600.000 individui (Carnevali et al., 2009).
L’incremento ed espansione della specie sul territorio italiano ha portato ad un aumento dei danni da cinghiale (es. impatti sugli ecosistemi e su altre specie selvatiche, danni all’agricoltura, incidenti stradali, ecc.), nonché a conflitti tra popolazioni
locali ed enti gestori della fauna selvatica (Massei e Genov, 2004; Monaco et al., 2010;
Scillitani et al., 2010; Massei et al., 2011). Tale situazione ha reso la gestione della
specie problematica su tutto il territorio italiano e, in particolare, nelle aree protette
(Monaco et al., 2003; Carnevali e Scacco, 2009; Monaco et al., 2010).
La crescita dei conflitti sulla gestione del cinghiale dentro e fuori le Aree protette ha
creato la necessitá di considerare le popolazioni locali, nonché di coinvolgere il publico nei processi decisionali riguardo a questa specie (Carnevali e Scacco, 2010; Monaco et al., 2010; Glikman e Frank, 2011). A tale proposito, un progetto quadriennale
(2008-2011) di HD è stato messo in atto dall’Agenzia regionale Parchi Lazio (ARP) e la
Memorial University, Canada. Questo progetto ha riguardato due aree pilota: il Parco
Nazionale del Circeo (PNC) e la Riserva naturale regionale di Nazzano-Tevere-Farfa
Aree protette
un programma di comunicazione e di gestione che sia calibrato sull’eterogeneità
delle opinioni dei residenti del parco. Tra i vari contenuti comunicativi che si possono
estrapolare dall’indagine, merita particolare attenzione la necessità di fare meglio
comprendere l’impatto dei bocconi avvelenati su queste specie a rischio d’estinzione, il potenziale impatto di un maggior sviluppo economico del territorio sull’orso
e l’importanza di coinvolgere i portatori di interesse nella conservazione di queste
due specie. Inoltre, le limitate conoscenze sulla biologia delle due specie rendono
necessaria una rivisitazione dei materiali d’informazione esistenti, e dei vettori, delle
finalità e delle strategie didattico - educative ad oggi impiegate ai fini della conservazione dei grandi carnivori su scala locale.
42
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
(RNRTF). Obiettivo principale della ricerca era quello di capire gli atteggiamenti ed
il supporto/opposizione dei portatori di interesse verso il cinghiale e la sua gestione
al fine di elaborare indicazioni utili sulla base delle quali definire il piano di gestione
della specie.
Caso studio 1: Parco nazionale del Circeo
Istituito nel 1934 come primo Parco nazionale del Lazio, il PNC ha subito cambiamenti ambientali significativi nell’ultimo secolo. Difatti, la bonifica delle paludi pontine e la deforestazione della selva del Circeo ha favorito la creazione di un paesaggio
rurale dentro e fuori al parco. L’aumento dei residenti da una parte, e degli impatti
causati dal cinghiale dall’altra, stanno causando conflitti tra riserva e comunità locali, rendendo un’indagine di HD necessaria in quest’area protetta.
Nel PNC sono state svolte 801 interviste al pubblico generico. In particolare, 399
interviste sono state somministrate dentro l’area protetta e 402 nella zona di protezione esterna del parco. Tutti i questionari sono stati svolti presso l’abitazione dei
residenti tramite interviste dirette nel 2008. Per poter compilare gli 801 questionari,
sono stati contattati 1469 residenti; 54% del campione selezionato ha acconsentito
a partecipare all’indagine di HD. Il 46% del campione ricadeva nella categoria di età
40-65 anni, il 31% in quella di 18-39 anni ed il 23% in quella di più di 65 anni. In generale, più donne (53%) hanno partecipato a questo studio.
In generale, i partecipanti all’indagine hanno espresso opinioni positive verso il cinghiale (62%). Tali atteggiamenti positivi sono ulteriormenti evidenziati dal fatto che
il pubblico generico ha riconosciuto l’importanza dell’esistenza (92%) e della conservazione del cinghiale per le generazioni future (88%). Nonostante il cinghiale sia
percepito come una specie che causa molti danni all’agricoltura nel territorio del
parco, la maggior parte del campione ha affermato che la specie dovrebbe essere
totalmente protetta all’interno del PNC (70%).
La maggior parte dei residenti è risultata a favore di un aumento degli indenizzi da
danno da cinghiale (53%). I partecipanti neutrali o a sfavore di questa pratica, hanno
affermato che non c’era il bisogno di dare più rimborsi agli agricoltori in quanto questo gruppo di interesse tende a dichiarare danni maggiori rispetto a quelli realmente
subiti. Per quanto riguarda il controllo numerico del cinghiale, i partecipanti sono
risultati in generale contro la cattura e rimozione (58%) e l’abbattimento (60%) della
specie dentro al PNC. I valori di conservazione associati alla specie, i diritti degli
animali e la poca fiducia su come e chi svolge queste attività gestionali, sono le motivazioni principali per cui gli intervistati non hanno supportato il controllo numerico
del cinghiale nel PNC.
Caso studio 2: Riserva naturale regionale di Nazzano-Tevere-Farfa
Negli ultimi 4 anni (2006-2009), circa il 17% del budget della RNRNTF è stato usato per pagare i danni da cinghiale ed un altro 5% è stato destinato alla fornitura di
metodi preventivi agli agricoltori. Inoltre, circa 266 cinghiali sono stati catturati e
rimossi nel 2009-2010 dalla riserva. Nonostante tale approccio abbia notevolmente
ridotto l’impatto da cinghiale sull’agricoltura, i conflitti tra riserva e comunità locali
non sono diminuiti, rendendo un’indagine di HD necessaria in quest’area protetta.
Nella RNRNTF sono state svolte 452 interviste dirette tra il 2009-2010, di cui 289
sono state somministrate al publico generico, 56 ai cacciatori, 53 ai grandi agricoltori e 54 ai piccoli agricoltori. Il “pubblico generico” è stato definito come tutti coloro
che non hanno particolari interessi verso la specie. I “piccoli agricoltori” sono stati
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
considerati tutti coloro che coltivano un appezzamento di terra inferiore all’ettaro,
mentre nella categoria grandi “agricoltori” sono ricaduti tutti coloro che hanno uno
o più ettari di terreno coltivato. Inoltre, incontri esplorativi sono stati svolti con i
cacciatori e gli agricoltori nel 2010. Lo scopo di questi incontri è stato di iniziare un
dialogo con i portatori di interesse e gettare le fondamenta per future collaborazioni
tra riserva e comunità locali. Per poter svolgere le 452 interviste sono stati contattati
653 residenti; 69% del campione selezionato ha acconsentito a partecipare all’indagine di HD. Il 52% del campione ricadeva nella categoria di etá 40-65 anni, il 30% in
quella di 18-39 anni ed il 18% in quella di più di 65 anni. In generale, più uomini (55%)
hanno partecipato a questo studio.
Le opinioni verso il cinghiale sono risultate molto differenti tra i partecipanti allo
studio. I piccoli agricoltori hanno espresso opinioni molto negative verso il cinghiale
(60%) in quanto questa specie è percepita come dannosa nell’area di studio. Anche
se il pubblico generico e i grandi agricoltori definiscono il cinghiale come specie
nociva, essi sono risultati meno negativi e piú inclini ad acccettare la presenza della
specie nella riserva. Al contrario, i cacciatori hanno espresso opininoni molto positive (80%) ed una chiara volontà di coesistere con la specie. Esclusi i piccoli agricoltori, tutti i partecipanti hanno riconosciuto l’importanza dell’esistenza e della conservazione del cinghiale per le generazioni future. Tale diversità di opinioni dei gruppi
di interesse rappresenta una problematica nella gestione della specie nella riserva.
Tutti i partecipanti allo studio hanno affermato che il cinghiale è la specie che causa
piú danni economici nel Lazio, nonché alle coltivazioni agricole, ai giardini e alle aiuole. Inoltre, secondo il campione intervistato, il cinghiale non necessita di speciali
interventi di conservazione, in quanto la specie è numerosa ed in crescita. Nonostante tale omogeneità di opinioni, differenze di atteggiamenti sono emerse tra i diversi
portatori di interesse riguardo alla gestione della specie. Mentre tutti i partecipanti
sono risultati a favore degli indenizzi e della prevenzione da danno da cinghiale, discordanze sono emerse tra i gruppi di interesse per il controllo numerico della specie dentro la riserva. Specificamente, tutti gli agricoltori sono risultati a favore del
controllo numerico, il pubblico generico è risultato neutrale-negativo e i cacciatori
hanno espresso opinioni contrarie a qualsiai tipo di prelievo della specie dall’area
protetta. Pertanto, il supporto/opposizione dei diversi gruppi di interesse, rispetto
alle strategie di gestione proposte dalla riserva, dipende dagli interessi personali
dei partecipanti rispetto al cinghiale. Non tener conto di tali interessi ha favorito e
continua a favorire il conflitto tra comunità locali ed enti gestori della riserva.
Durante gli incontri esplorativi condotti con i cacciatori e i grandi agricoltori, le
controversie rispetto alla gestione della specie sono diventate ancora più evidenti. Entrambi i gruppi di interesse hanno espresso sentimenti di malcontento verso
le attuali strategie di gestione della specie nella RNRNTF. Tematiche vivacemente
dibattute sono state sia come accedere ed ottenere indenizzi, sia come beneficiare
dei metodi preventivi forniti dalla riserva. La poca chiarezza su come funzionano le
procedure di indennizzo rappresentano un motivo di preoccupazione, come anche
la tempistica per ottenere tali risarcimenti. Inoltre, la mancanza di informazioni su
come viene effettuato il controllo numerico della specie all’interno della riserva e
quanti animali vengono prelevati per sessione di cattura, rappresentano una fonte di
frustrazione per questi gruppi di interesse. Sfiducia verso l’ente gestore e la mancanza di trasparenza sulla gestione del cinghiale nella riserva, sono state le ragioni
per cui i partecipanti degli incontri hanno espresso opinioni negative verso l’attuale
tipologia di gestione specie nel RNRNTF.
43
44
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Implicazioni per la gestione del cinghiale
Dalle indagini di HD svolte nel PNC e nella RNRNTF, risulta evidente, la necessità da
parte degli enti parco di sviluppare strategie di comunicazione mirate ad incrementare la conoscenza dei residenti sulla consistenza delle popolazioni di cinghiale e
sulle problematiche causate da questa specie agli ecosistemi naturali, nonché agricoli. Inoltre, gli enti parco dovrebbero condividere con le comunitá locali informazioni
su che tipo di attività vengono svolte ed il motivo per cui tali metodi gestionali sono
selezionati per l’area protetta. Maggiori informazioni dovrebbero essere fornite su
come funziona il processo di compensazione/prevenzione, su chi può usufruirne,
su come accedere a tali servizi e sui tempi necessari per ottenere compensazioni/
prevenzioni da danno da cinghiale. Informare i residenti sulla gestione del cinghiale effettuata nella specifica area protetta rappresenta il primo passo per creare un
dialogo, per incrementare la fiducia tra parco e comunità locali e per coinvolgere
i residenti nella gestione del cinghiale. Tenere presenti i risultati ottenuti tramite
questa indagine di HD nella pianificazione degli interventi volti alla gestione del cinghiale può significare una maggiore condivisione su scala locale della gestione della
specie, nonché una maggiore funzionalità ed efficacia della gestione del cinghiale
nelle Aree protette.
Riflessioni sulla HD nella conservazione e gestione della fauna
selvatica
I risultati dei casi studio sopra riportati rappresentano solo una parte del processo
di HD necessario a coinvolgere il pubblico nel processo decisionale sulla conservazione e gestione della fauna selvatica. In particolare, per gli esempi riportati sono
stati raccolti solo dati di base tramite interviste ed incontri esplorativi con i gruppi di
interesse. Pertanto, queste indagini di HD si sono limitate ad essere un sondaggio di
opinioni, contribuendo solo parzialmente alla conservazione e gestione della fauna
selvatica. Un freno al completo svolgimento delle indagini di HD è stata la mancanza di pieno supporto da parte degli enti gestori nel condividere i risultati ottenuti
con il pubblico e nell’applicare le raccomandazioni fornite da questi studi. Inoltre, il
processo partecipativo inizialmente programmato tramite lo svolgimento di incontri
facilitati con i portatori di interesse locali non è stato svolto o, se iniziato, non è stato
portato a termine. Tale fenomeno non ha quindi favorito la risoluzione dei conflitti
esistenti nelle aree pilota considerate; anzi ha contribuito all’aumento di frustrazione da parte delle comunità locali interpellate, ma non veramente coinvolte nella
gestione della fauna selvatica.
Conclusioni sullo stato dell’HD in Italia e su direzioni future
La HD in Italia soffre della mancanza di un riconoscimento accademico, nonché della
accreditata piena e diffusa accettazione come strumento di lavoro per la conservazione e gestione della fauna selvatica (Glikman e Frank, 2011). Nonostante gli enti
gestori siano sempre più esposti alla HD, non la considerano ancora una effettiva
metodica in grado di aiutare nella risoluzione o attenuazione dei conflitti con le comunità locali (Glikman e Frank, 2011). Inoltre, i gestori della fauna selvatica non sono
disposti a delegare potere decisionale al pubblico. Nel caso delle aree protette, la
mancanza di stabilità e continuità politica ed amministrativa mostrata da molti enti
parco (riconducibile al veloce turnover delle cariche e degli organi dirigenziali), non
permette di inserire negli strumenti di pianificazione gestionale delle aree protette
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Letteratura
• Apollonio, M., Randi, E. e Toso, S. (1988). The systematics of the wild boar (Sus scrofa L.) in Italy. Italian Journal
of Zoology 3: 213-221.
• Bath, A.J. (1989). The public and wolf reintroduction in Yellowstone National Park. Society and Natural Resources 2: 297-306.
• Bath, A.J. e Buchanan, T. (1989). Attitudes of interest groups in Wyoming towards wolf restoration in Yellowstone National Park. Wildlife Society Bulletin 17: 519-525.
• Bath, A.J. e Enck, J.W. (2003). Wildlife-Human interactions in National Parks in Canada and the USA. NPS
Social Science Research Review VI 1: 1-32.
• Bjerke, T., Reitan, O. e Kellert, S.R. (1998). Attitudes toward wolves in southeastern Norway. Society and Natural Resources 11: 169-178.
• Carnevali, L., Pedrotti, L., Riga, F. e Toso, S. (2009). Ungulates in Italy: Status, distribution, abundance, management and hunting of Ungulate populations in Italy - Report 2001–2005. Biol Cons Fauna, 117 Istituto
Nazionale Fauna Selvatica.
• Carnevali, L. e Scacco, M. (2009). Indagine sull’atteggiamento della popolazione residente e non nei confronti
del Cinghiale (Sus scrofa) nel Parco Regionale dei Colli Euganei Relazione tecnica n. 3.3. Istituto Nazionale
Fauna Selvatica.
• Carrieri, M., Bellini, R., Maccaferri, S., Gallo, L., Maini, S. e Celli, G. (2008). Tolerance thresholds for Aedes
Albopictus and Aedes Caspius in Italian urban areas. Journal of the American Mosquito Control Association
24: 377–386.
• Ciucci, P. e Boitani, L. (1998). Wolf and dog depredation on livestock in central Italy. Wildlife Society Bulletin
26: 504–514.
• Ciucci, P. e Boitani, L. (2008). The Apennine brown bear: A critical review of its status and conservation problems. Ursus 19: 130-145.
• Ciucci, P. e Boitani, L. (2010). Conservation of large carnivores in Abruzzo: a research project integrating species, habitat and human dimension. Annual Report 2009, department of animal and human biology, Sapienza
University of Rome, Italy
• Decker, D.J. e Chase, L.C. (1997). Human Dimensions of living with wildlife- a management challange for the
21th century. Wildlife Society Bulletin 25: 788-795.
• Decker, D.J., Brown T.L. e Siemer, W.F. (2001). Human Dimensions of Wildlife Management in North America.
The Wildlife Society. Bethesda; Maryland.
• Eagly, A.H. e Chaiken, S. (1993). The psychology of attitudes. Fort Worth: Harcourt.
• Ericsson, G. e Heberlein, T. A. (2003). Attitudes of hunters, locals and general public in Sweden now that wolves are back. Biological Conservation 111: 149–159.
Aree protette
le raccomandazioni identificate dalle indagini di HD, né consente la pianificazione ed
il coinvolgimento del pubblico a lungo termine, limitando l’utilizzo della HD come
strumento operativo nella gestione della fauna selvatica (Glikman e Frank, 2011).
L’Italia ha ancora molta strada da fare su come utilizzare al meglio le potenzialità
della HD. È importante tuttavia che questo strumento venga utilizzato in modo appropriato, evitando le applicazioni improvvisate e affidandosi ad esperti del settore,
preparati a pianificare e svolgere indagini di tipo sociologico. Utilizzare questo strumento senza una conoscenza appropriata della disciplina può peggiorare il rapporto
tra comunità locali ed enti gestore, portando al fallimento di piani di conservazione e
gestione della fauna selvatica. Se svolta in maniera corretta, la HD non solo garantirà la raccolta di dati utili e significativi per la conservazione e gestione della fauna
selvatica, ma fornirà anche un concreto supporto per la pianificazione di strategie a
lungo termine condivise con le comunità locali ed efficaci nel risolvere i conflitti tra
uomini e specie selvatiche.
45
46
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
• Ericsson, G., Heberlein, T.A., Karlosson, J., Bjärvall, A. e Lundvall, A. (2004). Support for hunting as a means
of wolf Canis lupus population control in Sweden. Wildlife Biology 10: 269–276.
Aree protette
• Gervasi, V., Ciucci, P., Boulanger, J., Posillico, M., Sulli, C., Focardi, S., Randi, E. e Boitani. L. (2008). A preliminary estimate of the Apennine brown bear population size based on hair-snag sampling and multiple data
source mark–recapture Huggins models. Ursus 19 (2): 105–121.
• Glikman, J.A. e Frank, B. (2011). Human dimensions of wildlife in Europe: the Italian way. Human Dimension
of Wildlife 16 (5): 368-377.
• IUCN (2007). The IUCN Red Data Book. International Union For the conservation of nature and Natural Resources, Gland. www.iucn.org
• Kaltenborn, B.P., Bjerke T. e Strumse, E. (1998). Diverging attitudes towards predators: do environmental
beliefs play a part? Human Ecology Review 5(2): 1-9.
• Kellert, S.R. (2000). Values, ethics, and spiritual and scientific relations to nature (pp. 49-64). IN: Kellert, S.R.
and Farnham, T.J. (Editors). The good in nature and humanity. Washington, DC: Island Press.
• Madden, F. (2004). Creating coexistence between humans and wildlife: global perspectives on local efforts to
address human-wildlife conflict. Human Dimensions of Wildlife 9: 247-257.
• Manfredo, M.J., Vaske, J.J., Brown, P.J., Decker, D.J. e Dike, E.A. (2009). Wildlife and society: the science of
human dimensions. Island Press, Washington, DC.
• Manfredo, M. e Daye, A. (2004). Concepts for Exploring the Social Aspects of Human-Wildlife Conflict in a
Global Context. Human Dimensions of Wildlife 9: 1-20.
• Mannigel, E. (2008). Integrating Parks and People: How Does Participation Work in Protected Area Management? Society & Natural Resources 21: 498 – 511.
• Mascia, B.M., Brosius, J.P., Dobson, T.A., Forbes, B.C., Horowitz, L., Mc Kean, M. A. e Turner, N.J. (2003). Conservation and the Social Sciences. Conservation Biology 17: 649-650.
• Massei, G. e Genov, P.V. (2004). The environmental impact of wild boar. Galemys 16: 135-145.
• Massei, G., Sugoto, R. e Bunting, R. (2011). Too many hogs? A review of methods to mitigate impact by wild
boar and feral hogs. HumanWildlife Interactions 5(1):79–99.
• Mech, L.D. (2001). Managing Minnesota’s recovered wolves. Wildlife Society Bulletin 29: 70-77.
• Miller, K.W., Wilder, L.B., Stillman, F.A. e Becker, D.M. (1997). The feasibility of a street-intercept survey method in an African-American Community. American Journal of Public Health 87: 655-658.
• Monaco, A., Franzetti, B., Pedrotti, L. e Toso, S. (2003). Linee guida per la gestione del cinghiale. Ministero
Politiche Agricole e Forestali-INFS.
• Monaco, A., Carnevali, L. e Toso, S. (2010). Linee guida per la gestione del Cinghiale (Sus scrofa) nelle aree
protette. 2° edizione. Quad. Cons. Natura, 34, Min.Ambiente – ISPRA.
• Musiani, M., Boitani, L. e Paquet, P.C. (2009) (Editors). A new era for wolves and people. University of Calgary
Press, Canada.
• Panzacchi, M., Bertolino, S., Cocchi, R. e Genovesi, P. (2007). Population control of coypu Myocastor coypus in
Italy compared to eradication in UK: A cost-benefit analysis. Wildlife Biology 13: 159-171.
• Promberger, C. e Schröder, W. (1992). Wolves in Europe: Status and Perspectives. Munich Wildlife Society,
Oberammergau, Germany.
• Riley, S.J., Decker, D.J., Carpenter, L.H., Organ, J.F., Siemer, W.F., Mattfeld, G.F. e Parsons, G. (2002). The
Essence of Wildlife Management. Wildlife Society Bulletin 30 (2): 585-593.
• Scillitani, L., Monaco, A. e Toso, S. (2010). Do intensive drive hunts affect wild boar (Sus scrofa) spatial behaviour in Italy? Some evidences and management implications. European Journal of Wildlife Research 56:
307–318.
• Toso, S. e Pedrotti, L. (2001). Linee guida per la gestione del cinghiale (Sus scrofa) nelle aree protette. Quaderni della Conservazione della Natura, 2, Ministero Ambiente - Ist. Naz. Fauna Selvatica.
• Verplanken, B., Hofstee, G. e Janssen, H.J.W. (1998). Accessibility of affective versus cognitive components of
attitudes. European Journal of Social Psychology 28: 23-35.
• Woodroffe, R., Thirgood S. e Rabinowitz, A. (2005). People and Wildlife: Conflict or coexistence? Cambridge
University Press, Cambridge, UK.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Giovanna Massei
The Food and Environment Research Agency, Sand Hutton, York, YO41 1LZ, United Kingdom
La mitigazione dell’impatto della fauna selvatica sulle attività antropiche è stata tradizionalmente condotta attraverso il controllo letale delle popolazioni animali. Tuttavia, una crescente richiesta del pubblico per l’attuazione di metodi di controllo
non-letale ha indirizzato la ricerca verso modelli alternativi di gestione dell’impatto
della fauna selvatica (Barr et al. 2002; Deigert et al. 2003; Thornton e Quinn 2009).
Fra questi ultimi, la traslocazione e il controllo di fertilità vengono considerati promettenti, soprattutto dal punto di vista del benessere animale e sono spesso attivamente promossi da vari gruppi
interessati alla gestione faunistica. La traslocazione viene
generalmente considerata l’opzione più rapida e umana
per risolvere i conflitti uomo-fauna selvatica: si prelevano
gli animali che creano problemi e si spostano in una nuova
area dove sicuramente si ambienteranno quanto prima e
riprenderanno la loro vita normale senza interferire con le
attività umane. Problema risolto...oppure no? Da revisioni condotte sugli studi di traslocazioni di animali problematici (Bradley et al. 2005, Massei et al. 2010) è emerso
che questo metodo è tutt’altro che privo di problematiche che, nella maggioranza
dei casi, superano di gran lunga i vantaggi. Lo studio ha infatti evidenziato cinque
punti fondamentali che dovrebbero essere considerati da chiunque si appresti a effettuare una traslocazione di fauna selvatica:
1. gli animali traslocati soffrono spesso di stress e traumi fisici legati alla cattura, se­
dazione, trasporto e rilascio in un’area sconosciuta e possibile aggressione da parte
di altri animali che si trovavano già in questa area;
2. assieme agli animali vengono traslocati parassiti e agenti patogeni con conseguenze
deleterie per altri individui e specie presenti nell’area di rilascio;
3. gli animali traslocati spesso si spostano per tornare nell’area nativa;
4. il costo delle traslocazioni, raramente riportato è spesso sottostimato;
5. in rarissimi casi gli studi riportano se e quanto a lungo il problema che ha causato la
traslocazione è stato risolto.
Il controllo di fertilità, che agisce sulla natalità anziché sulla mortalità, è ugualmente percepito come un metodo ben collaudato e relativamente facile da impiegare:
dopo tutto milioni di persone lo usano nel mondo, quindi perché non impiegarlo anche per gli animali selvatici?
Le note che seguono illustrano i recenti sviluppi e le applicazioni del controllo della
fertilità nella fauna selvatica e mirano a fornire un quadro generale dei vantaggi di
questo metodo ma anche degli ostacoli e delle problematiche che devono essere ancora superate prima che la contraccezione possa essere considerata uno strumento
di gestione a pieno titolo.
Aree protette
Il controllo della fertilità nella
fauna selvatica: una soluzione
praticabile?
47
48
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Contraccettivi per la fauna selvatica
Aree protette
Nell’ultimo ventennio, grazie a un rinnovato interesse del pubblico per i metodi nonletali di controllo della fauna selvatica e grazie anche a significativi progressi della
tecnologia, la ricerca sul controllo della fertilità ha compiuto passi da gigante. Se da
un lato i primi contraccettivi non avevano dato i risultati sperati in termini di efficacia, effetti collaterali o applicabilità sul campo, una nuova generazione di prodotti
ha superato gli ostacoli iniziali. Parallelamente, l’interesse per i contraccettivi come
alternativa alla sterilizzazione chirurgica ha anche investito ovini, bovini e suini da
allevamento, animali da compagnia e zoo, dando così un nuovo impeto alla ricerca e alla sperimentazione in questo campo. Fra i numerosi prodotti recentemente
emersi, alcuni sembrano offrire eccellenti prospettive per il controllo della fauna
selvatica.
Dal punto di vista degli effetti sui singoli animali e delle applicazioni pratiche, un
contraccettivo ideale per applicazioni alla gestione dei selvatici dovrebbe avere le
seguenti caratteristiche:
efficace se somministrato in una singola dose;
privo di effetti collaterali indesiderati;
capace di sterilizzare la maggioranza degli animali per uno o più anni consecutivi;
in grado di inibire la riproduzione nelle femmine ma idealmente anche nei maschi;
somministrabile in qualsiasi momento del ciclo riproduttivo, in gravidanza e in
allattamento;
relativamente poco costoso da produrre e da somministrare sul campo;
efficace solo sulla specie target;
privo di effetti collaterali per animali che si cibano di carcasse trattate con tale
contraccettivo;
stabile a temperatura ambiente e idealmente in una vasta gamma di condizioni
ambientali.
Nessuno dei contraccettivi attualmente disponibili in commercio o di quelli ampiamente sperimentati su animali possiede tutte le caratteristiche sopra menzionate
ma alcuni prodotti ne riassumono una gran parte. Fra questi, i vaccini immunocontraccettivi sembrano offrire le migliori prospettive per la gestione dei selvatici.
Un vaccino immuno-contraccettivo funziona come un normale vaccino che, una volta somministrato, conferisce immunità verso uno specifico agente patogeno (Delves
2002). I vaccini immuno-contraccettivi causano la produzione di anticorpi che attaccano proteine o ormoni essenziali per la riproduzione. L’efficacia e la durata dell’azione di questi contraccettivi sono in parte dovute alla presenza di nuovi adiuvanti,
sostanze che stimolano la produzione di anticorpi negli animali vaccinati.
Contrariamente ai vaccini contraccettivi degli anni ’90, che prevedevano la somministrazione di due dosi a poche settimane l’una dall’altra, gli immuno-contraccettivi (o
vaccini contraccettivi) dell’ultima generazione causano infertilità per vari anni dopo
l’inoculazione di una singola dose. I vaccini mono-dose rappresentano così un importantissimo passo avanti per le applicazioni pratiche del controllo della fertilità
della fauna selvatica.
Gli studi dell’ultimo ventennio si sono concentrati in particolare su due di questi
contraccettivi: il vaccino PZP (porcine zona pellucida) e il vaccino GnRH (gonadotro­
pin-releasing hormone o ormone per il rilascio delle gonadotropine). Il vaccino PZP
induce anticorpi contro la zona pellucida che è una membrana proteica che avvolge
l’uovo nei mammiferi e che contiene i recettori per gli spermatozoi. Gli anticorpi
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
prodotti dal vaccino impediscono all’uovo di essere fecondato: l’ovulazione e il comportamento riproduttivo ad essa associato avvengono normalmente ma la femmina
non è in grado di concepire. Il vaccino GnRH causa la produzione di anticorpi che
neutralizzano il GnRH, che a sua volta controlla la produzione di ormoni necessari
per l’ovulazione e la spermatogenesi. L’attività sessuale di un animale trattato con il
vaccino GnRH viene dunque sospesa fino a quando la concentrazione di questi anticorpi rimane relativamente elevata. Fra i numerosi vaccini GnRH prodotti per animali
da allevamento, da compagnia e per la fauna selvatica, il GonaConTM, messo a punto
dal National Wildlife Research Center negli USA come vaccino mono-dose specifico
per la gestione della fauna selvatica, è quello che ha ricevuto maggiore attenzione.
Entrambi i vaccini, PZP e GnRH, diponibili in formulazioni iniettabili, sono in grado
di causare infertilità per diversi anni in molte specie di mammiferi dopo una singola
dose (Miller et al. 2008, Fagerstone et al. 2010, Kirkpatrick et al. 2011).
I risultati di studi condotti con i vaccini PZP e con il GonaCon indicano che l’efficacia
di questi contraccettivi, sia in termini di durata dell’effetto sulla riproduzione che
della proporzione di animali resi sterili, varia in relazione alla specie, alla dose e
alla formulazione (incluso il tipo di adiuvante impiegato) e probabilmente anche in
relazione alle condizioni di salute degli animali (Miller et al. 2008 e 2009). La Tabella
1 riporta alcuni dei risultati ottenuti con entrambi i vaccini su animali in cattività e su
popolazioni di selvatici allo stato libero e illustra tale variabilità.
Il vaccino PZP, testato con successo in numerose specie, non è efficace in gatti, cani
e roditori mentre il GonaCon ha sterilizzato la maggior parte delle femmine di tutte
le specie sulle quali è stato impiegato (Fagerstone et al. 2010, Kirkpatrick et al. 2011).
Studi a lungo termine hanno dimostrato che gli anticorpi prodotti da entrambi i vaccini diminuiscono con il tempo e che alcuni animali riprendono a riprodursi negli
anni successivi alla vaccinazione. Alcuni di questi studi ha suggerito che l’efficacia
dei contraccettivi, misurata come percentuale di individui resi sterili, sembra essere
maggiore in cattività che in prove sul campo (Tabella 1) . Queste differenze potrebbero essere dovute alle migliori condizioni di salute in cui si trovano gli animali in cattività rispetto ad animali liberi: tali condizioni potrebbero influire sul sistema immunitario e quindi sull’efficacia e sulla durata della risposta immunitaria al vaccino (Gray
et al. 2010). I fattori che influenzano la capacità dell’individuo di fornire un’adeguata
risposta immunitaria a un vaccino includono specie, sesso, età, condizioni di salute,
stato riproduttivo (animali in gravidanza o in allattamento), caratteristiche genetiche
della popolazione e l’esposizione a vari agenti patogeni . Comprendere il ruolo che
questi fattori giocano nel determinare la risposta di un individuo o di una specie al
trattamento con immuno-contraccettivi aiuterà a ottimizzare le applicazioni di controllo della fertilità in termini di specie idonee, periodo ideale per la vaccinazione
e tipo di contesto. Per esempio, se la gravidanza influenza la risposta a un vaccino
contraccettivo, gli animali potrebbero essere trattati prima del picco riproduttivo;
oppure,se le condizioni di salute peggiorano nel periodo dell’anno in cui il cibo scarseggia, gli animali possono essere vaccinati al di fuori di tale periodo.
Nella maggior parte delle specie, la vaccinazione con GonaCon non ha avuto effetti
collaterali sebbene il vaccino sia spesso associato con reazioni locali quali indurimento dei tessuti e gonfiore locale nel sito di inoculo, tipiche di altri vaccini. Ad
esempio, due anni dopo la vaccinazione, 6 dei 20 gatti vaccinati con questo immuno-contraccettivo hanno mostrato un indurimento palpabile ma indolore nel sito di
inoculo (Levy 2009). Sia GonaCon che il vaccino PZO, amministrati durante la gestazione non interferiscono con il parto e la nascita (Fagerstone et al, 2010). Uno
49
50
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
studio condotto al Food and Environment Research Agency di York (UK) per valutare
l’efficacia ed i possibili effetti collaterali del vaccino GonaCon sul comportamento e
sulla fisiologia di cinghiali in cattività ha stabilito l’assenza di qualsiasi effetto collaterale in questa specie (Massei et al. 2008, Massei et al. in stampa). Altri studi hanno
confermato questi risultati su altre specie (Miller et al.2008, Fagerstone et al. 2010).
L’unica eccezione è dovuta all’uso del GonaCon su maschi in specie di cervidi i cui
palchi possono subire una crescita anomala in quanto il GonaCon influisce sul testosterone che, oltre alla riproduzione, regola anche il ciclo dei palchi.
Un effetto collaterale del vaccino PZP è legato alla fatto che tale contraccettivo non
previene l’ovulazione. Di conseguenza, in alcune specie gli animali trattati continuano ad entrare in estro, aumentando quindi la frequenza di contatti fra maschi
e femmine (Miler et al. 2009). In situazioni in cui il controllo di fertilità viene attuato
per evitare la trasmissione di malattie l’impiego di questo vaccino potrebbe quindi
essere controproducente.
Il GonaCon è registrato come contraccettivo per il cervo dalla coda bianca negli Stati
Uniti mentre il PZP è stato preparato in vari istututi di ricerca per studi specifici. Entrambi i vaccini, se ingeriti, non hanno effetto sul sistema riproduttivo perché vengono distrutti dai succhi gastrici. In tal senso sia il GonaCon che il PZP non presentano
rischi secondari per animali e persone che consumino animali vaccinati.
Tabella 1
Studi condotti in cattività e
sul campo utilizzando varie
formulazioni del vaccino
immunocontraccettivo
PZP e del GonaCon su
femmine di varie specie di
mammiferi.
Specie
Numero
animali
Tipo
di studio
Cervo dalla coda bianca
Odocoileus virginianus
5 per
gruppo
Cattività
Cervo dalla coda bianca
24
Campo
Cavallo selvatico
Equus caballus
16
Cattività
12
Cavallo selvatico
17
Campo
Cavallo selvatico
24
Campo
20
Vaccino
Risultati
GonaCon,
GonaCon-KLH sterilizza il 100% degli animali nel
varie formula- primo anno e il 60%, 50%, 50% e 25% nei 4 anni
zioni
successivi.
GonaCon-Blu sterilizza il 100% degli animali nel primo e secondo anno e l’80% nei 3 anni successivi.
GonaCon-KLH GonaCon-KLH sterilizza il 67% degli animali nel
primo anno e il 44% nel secondo anno.
Riferimenti
Miller et al. 2008
Gionfriddo et al.
2011
GonaCon-KLH GonaCon-KLH sterilizza il 94% degli animali nel
Killian et al. 2008
primo anno e il 60% , 60% e 40% nei 3 anni successivi.
PZP
PZP sterilizza il 100% degli animali nel primo anno e
l’83 % nei 3 anni successivi.
PZP
PZP sterilizza il 95% degli animali nel primo anno e Turner et al. 2007
l’85 %, 68% e 54% nei 3 anni successivi.
GonaCon-Blu GonaCon-Blu sterilizza il 39% degli animali nel
Gray et al. 2010
primo anno e il 42% e 31% nei 2 anni successivi.
PZP
PZP sterilizza il 37% degli animali nel primo anno e
il 50% e 44% nei 2 anni successivi.
GonaCon-Blu sterilizza il 90% degli animali nel primo anno e il 75%, 50% e 25% nei 3 anni successivi.
Cervo
Cervus elaphus
10
Cattività
GonaCon-Blu
Cervo
Cervus elaphus
Due
gruppi:
10 e 12
19
Cattività
GonaCon-KLH GonaCon-KLH sterilizza il 90-100% degli animali nei Killian et al. 2009
3 anni successivi alla somministrazione.
Campo
PZP
12
Cattività
15
Cattività
10-22
Cattività
Daino
Dama dama
Cinghiale
Sus scrofa
Gatto
Felis catus
Orso nero
Ursus americanus
Powers et al. in
stampa
PZP sterilizza il 100% degli animali per 3 anni
Fraker et al. 2002
consecutivi.
GonaCon-KLH GonaCon-KLH sterilizza il 92% degli animali nei 4-6 Massei et al. 2008
anni successivi alla somministrazione.
e Massei et al.
(submitted)
GonaCon-KLH GonaCon-KLH sterilizza il 93% degli animali nel pri- Levy et al. 2011
mo anno e il 73%, 53% e 40% nei 3 anni successivi.
PZP due dosi
PZP sterilizza l’80%-100% degli animali nel primo
anno.
Lane et al. 2007
51
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Gli effetti del controllo della fertilità sulla popolazione
Aree protette
I risultati positivi ottenuti sinora con la messa a punto dei vaccini contraccettivi rappresentano solo il passo iniziale verso un’applicazione pratica del controllo di fertilità nella fauna selvatica. Dal momento che tali vaccini sono disponibili solo come prodotti iniettabili, un primo problema riguarda la somministrazione di queste sostanze
che deve per forza prevedere la cattura degli animali. I costi relativi alla cattura di
alcune specie possono essere elevati ed è consigliabile che un piano di gestione
della fauna basato sull’impiego dei vaccini contraccettivi abbia nel budget una voce
relativa ai costi di cattura e rilascio degli animali.
Numerosi gruppi di ricerca sono al momento impegnati nella sperimentazione di
vaccini orali: la disponibilità di tali sostanze vedrà emergere un’altra serie di problemi, primo fra tutti quello del possibile impatto dei contraccettivi su specie non-target.
In alcuni casi i vaccini orali potranno essere somministrati utilizzando distributori di
esche messi a punto per una specie particolare. È questo il caso del BOS (Boar-Operated-System) concepito come sistema di distribuzione di esche ai cinghiali. Il BOS
consiste in un palo di metallo, piantato a terra, lungo il quale scorre un cono la cui
base poggia su un piatto metallico sul quale vengono poste le esche contenenti un
qualsiasi vaccino. Il cono, che pesa circa 5 kg, protegge le esche e deve essere sollevato da un animale che voglia consumare tali esche (Figura 1). Esperimenti in cattività e sul campo hanno
permesso di stabilire
che il BOS consente ai
soli cinghiali e non ad
altre specie di cibarsi
delle esche (Massei et
al. 2010, Campbell et
al. 2011).
Un’altra sfida è rappresentata dall’individuazione di contesti e specie per cui il controllo
di fertilità sia efficace,
fattibile e relativamente economico rispetto
ad altri metodi di gestione. In particolare
l’efficacia del controllo
di fertilità dipenderà
dal tipo di contraccettivo impiegato, dalla
frequenza con cui il
vaccino viene somministrato ma anche dalla dinamica di popolazione della specie oggetto di studio e dalla
possibile risposta compensativa della popolazione che puo’ risultare in un maggior
numero di femmine che si riproducono o in un aumento della natalità.
Un numero crescente di modelli teorici e di studi empirici sugli effetti del controllo della fertilità sulla dinamica di popolazione della fauna selvatica suggerisce che
questo approccio potrebbe essere anche più efficace degli abbattimenti nel ridurre
Figura 1
Il BOS (Boar-OperatedSystem), ideato per
somministrare esche a
cinghiali. Le esche possono
contenere vaccini di
vario tipo e il dispositivo
impedisce ad altre specie
di cibarsene.
52
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
il numero di animali presenti in un’area (Hobbs et al. 2000, Bradford e Hobbs 2008).
Modelli teorici hanno evidenziato come, nel contesto del controllo delle malattie
della fauna selvatica, l’impiego dei contraccettivi potrebbe rendere più efficace una
campagna di vaccinazione contro malattie come la rabbia o la tubercolosi, riducendo
la percentuale di animali che devono essere vaccinati, o riducendo la durata stessa
della campagna di vaccinazione (Ramsey 2007; Carrol et al. 2010).
Dal punto di vista applicativo, il controllo della fertilità si presta meglio a gestire popolazioni isolate che non animali presenti su vaste aree la cui distribuzione appare di
fatto senza soluzione di continuità. Per una popolazione isolata infatti immigrazione
ed emigrazione non contano ed è quindi relativamente più semplice valutare l’impatto del controllo della fertilità sul numero di effettivi che cambia solo in funzione della
mortalità e della natalità.
Le domande che dovrebbe porsi chiunque intenda utilizzare i contraccettivi per limitare il numero di animali di una specie sono molte, ad esempio, quale è la proporzione di femmine da vaccinare per ottenere una diminuzione predeterminata del
numero di individui? Questo implica che il numero di animali presente su un’area sia
noto o quanto meno stimato: nella pratica, tuttavia, ottenere stime attendibili delle
popolazioni di selvatici è spesso complicato e costoso. Altre domande includono:
è possibile vaccinare una determinata frazione di animali nei tempi previsti? Quali sono le conseguenze della vaccinazione di diverse porzioni della popolazione? è
possibile riconoscere gli animali vaccinati dagli altri? Qualè la durata dell’efficacia
del contraccettivo in quella particolare specie e in quel contesto? è prevedibile che
la natalità delle femmine non vaccinate aumenti annullando l’effetto del controllo
della fertilità? Qualè il costo previsto per l’attuazione di un tale metodo e quali sono
i metodi alternativi e i relativi costi e benefici? Chi si assume la responsabilità di coprire tali costi? è possibile che l’immigrazione di nuovi animali limiti l’efficacia di un
intervento di sterilizzazione?
Nel caso poi si voglia utilizzare il controllo di fertilità per limitare l’impatto dellla
fauna selvatica sulle attività antropiche, ad esempio i danni alle colture, è necessario
tenere conto del fatto che, soprattutto per specie longeve, servono anni per acquisire
i benefici di questo metodo, dato che, anche se la natalità viene fortemente diminuita,
gli animali rimangono vivi. Ciò significa che questi animali continuano a rappresentare, almeno nel breve termine (3-5 anni), una potenziale fonte di danni all’agricoltura,
di malcontento sociale e di possibili contrasti tra i diversi gruppi di interesse.
Una soluzione praticabile?
Nonostante le problematiche connesse con l’applicazione del controllo di fertilità per
la fauna selvatica siano molte e complesse esistono contesti e specie in cui questo
metodo rappresenta una soluzione praticabile e possibile. In tutti i casi di popolazioni
isolate o di animali la cui gestione non può, per varie ragioni, essere condotta attraverso abbattimenti, ad esempio in molte aree protette, l’impiego dei contraccettivi
rimane uno dei pochissimi metodi validi dal punto di vista dell’efficacia e del benessere ambientale e animale.
In altri contesti, quale quello della gestione delle malattie della fauna selvatica, il
controllo della fertilità è stato suggerito come possibile strumento per ridurre il tasso di contatto e di trasmissione di malattie tra gli individui. Diversi studi hanno infatti
mostrato che l’abbattimento può portare a immigrazione, disgregazione sociale ed
effettivamente dar luogo ad una maggiore frequenza di contatti in quanto gli animali
compiono movimenti a lunga distanza, riempiono i vuoti lasciati da coloro che sono
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Bibliografia
• Barr, J. J. F., Lurz, P. W. W., Shirley, M. D. F., and Rushton, S. P. (2002). Evaluation of immunocontraception
as a publicly acceptable form of vertebrate pest species control: the introduced grey squirrel in Britain as an
example. Environmental Management 30, 342–351.
• Bradford, J.B., and Hobbs, N.T. (2008). Regulating overabundant ungulate populations: An example for elk in
Rocky Mountain National Park, Colorado. Journal of Environmental Management 86, 520-528.
• Bradley, E. H., Pletscher, D. H., Bangs, E. E., Kunkel, K. E., Smith, D. W., Mack, C. M., Meier, T. J., Fontaine, J.
A., Niemeyer, C. C., and Jimenez, M. D. (2005). Evaluating wolf translocation as a non-lethal method to reduce
livestock conflicts in the northwestern United States. Conservation Biology 19, 1498–1508.
• Campbell T.A., D. B Long and G. Massei (2011). Efficacy of the Boar-Operated-System to deliver baits to feral
swine. Preventive Veterinary Medicine 98,243-249.
• Carroll, M.J., Singer, A., Smith, G.C., Cowan, D. P., and Massei, G.. (2010). The use of immunocontraception to
improve rabies eradication in urban dog populations. Wildlife Research 37, 676–687.
• Deigert, F.A., Duncan, A. E., Frank, K.M., Lyda, R.O., and Kirkpatrick, J. F. (2003). Immunocontraception
of captive exotic species. III. Contraception and population management of fallow deer (Cervus dama). Zoo
Biology 22, 261-268.
• Delves, P.J. (2002). Antifertility vaccines. Trends in Immunology 23, 213-219.
• Fagerstone, K.A., Miller, L.A., Killian, G.J., and Yoder, C.A. (2010). Review of issues concerning the use of reproductive inhibitors, with particular emphasis on resolving human-wildlife conflicts in North America. Integrative Zoology 5, 15-30.
• Fraker M.A., Brown R.G., Gaunt G.E., Kerr J.A. e Pohajdak B. 2002. Long-lasting, single-dose, immunocontraception of feral fallow deer in British Columbia. Journal of Wildlife Management 66, 1141–1147.
• Gionfriddo J.P., DeNicola A.J., Miller L.A. e Fagerstone K. A. (2011). Efficacy of GnRH Immunocontraception of
Wild White-Tailed Deer in New Jersey. Wildlife Society Bulletin 35,142–148.
• Gray, M.E., Thain, D. S., Cameron, E. Z., and Miller, L. A. (2010).Multi-year fertility reduction in free-roaming
feral horses with single-injection immunocontraceptive formulations. Wildlife Research 37, 475-481.
• Hobbs, N.T., Bowden, D. C., and Baker, D. L. (2000). Effects of fertility control on populations of ungulates:
General, stage-structured models. Journal of Wildlife Management 64, 473-491.
• Killian, G., Thain, D. S., Diehl, N., Rhyan, J., and Miller, L. (2008). Four-year contraception rates of mares treated with single-injection porcine zona pellucid and GnRH vaccines and intrauterine devices. Wildlife Research
35,531-539.
• Killian G.J., Kreeger T.J., Rhyan J., Fagerstone K., Miller L.A. (2009). Observations on the use of GonaCon in
captive female elk (Cervus elaphus). Journal of Wildlife Diseases 45:184-188.
Aree protette
stati rimossi dalla popolazione o ristabiliscono i territori. Viceversa, il controllo della
fertilità ha meno probabilità di influenzare il comportamento sociale e gli spostamenti degli animali selvatici.
Le difficoltà pratiche che si riscontrano per utilizzare il controllo della fertilità nella
gestione delle popolazioni di fauna selvatica possono essere superate e gli inevitabili
errori iniziali possono essere corretti con l’esperienza, con l’impiego di modelli matematici per prevedere l’impatto della contraccezione sulla popolazione e con i primi
risultati ottenuti sul campo che permettono di perfezionare il piano di gestione. La
valutazione di costi e benefici dell’impiego del controllo della fertilità per mitigare i
conflitti fra attività antropiche e fauna selvatica deve però essere basata su un serio
studio preventivo che valuti la reale fattibilità dell’intervento, i costi e i tempi previsti
per la realizzazione degli obiettivi, confrontata anche in funzione delle aspettative
da parte dei vari gruppi di interesse. Troppo spesso il pubblico si entusiasma per un
nuovo metodo che sembra avere tutte le risposte necessarie a risolvere un problema. Il compito della ricerca - e dei tecnici del settore - è quello di fornire gli elementi
e le conoscenze di base per una visione più equilibrata, imparziale e realistica di
costi e benefici di un nuovo metodo di gestione della fauna selvatica.
53
54
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
• Kirkpatrick, J.F., Lyda, R.O., and Frank , K.M.( 2011). Contraceptive vaccines for wildlife: a review. American
Journal of Reproductive Immunology 66,40-50.
Aree protette
• Lane V. M., Liu I. K. M., Casey K., vanLeeuwen E. M. G., Flanagan D. R., Murata K., Munro C. (2007). Inoculation
of female American black bears (Ursus americanus) with partially purified porcine zona pellucidae limits cub
production. Reproduction, Fertility and Development 19: 617–625.
• Levy, J.K., Friary, J.A., Miller, L.A., Crawford, P.C., Tucker, S.J., Fagerstone, K.A. (2011). Long-term fertility
control in female cats with GonaCon™, a GnRH immunocontraceptive. Theriogenology 76, 1517-1525.
• Massei G., Cowan D.P., Coats J., Bellamy F., Quy R., Brash M., Miller L.A. Long-term effects of immunocontraception on wild boar fertility, physiology and behaviour. Submitted to Wildlife Research.
• Massei G., Quy R., Gurney J., Cowan D.P. (2010). Can translocations be used to manage human-wildlife conflicts ? Wildlife Research 37, 428–439.
• Massei G., Coats J., Quy R., Storer K., Cowan D.P. (2010).The BOS (Boar-Operated-System): a novel method
to deliver baits to wild boar. J. Wildlife Management 74,333-336.
• Massei, G., Cowan, D. P., Coats, J., Gladwell, F., Lane ,J.E., and Miller ,L.A. (2008). Effect of the GnRH vaccine
GonaConTM on the fertility, physiology and behaviour of wild boar. Wildlife Research 35, 1-8.
• Miller L. A., Fagerstone K. A., Wagner D. C e Killian G. J. 2009. Factors contributing to the success of a singleshot, multiyear PZP immunocontraceptive vaccine for white-tailed deer. Human-Wildlife Conflicts 3, 103-115.
• Miller, L. A., J. P. Gionfriddo, K. A. Fagerstone, J. C. Rhyan, and G. J. Killian. 2008. The single-shot GnRH
immunocontraceptive vaccine (GonaConTM) in white-tailed deer: comparison of several GnRH preparations.
American Journal of Reproductive Immunology 60,214–223.
• Powers J.G., Baker D.L., Davis T.L., Conner M.M., Lothridge A.H.e Nett T.M. (in press). Effects of Gonadotropin-Releasing Hormone Immunization on Reproductive Function and Behavior in Captive Female Rocky
Mountain Elk (Cervus elaphus nelsoni). Biology of Reproduction.
• Ramsey, D., Spencer, N., Caley, P., Efford, M., Hansen, K., Lam, M., and Cooper, D. (2006). The effect of population density on contact rates between male and female brushtail possums Trichosurus vulpecula and the
implications for transmission of bovine tuberculosis. Journal of Applied Ecology 39, 806-818.
• Thornton, C. and Quinn, M. S. ( 2009). Coexisting with cougars: public perceptions,attitudes, and awareness of
cougars on the urban-rural fringe of Calgary, Alberta, Canada. Human–Wildlife Conflicts 3,10–17.
• Turner JW, Liu IKM, Flanagan DR, Rutberg AT, Kirkpatrick JF. (2007). Immunocontraception in wild horses:
one inoculation provides two years of infertility. Journal of Wildlife Management 71, 662-667.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Antonino Morabito
Responsabile nazionale Fauna, Legambiente
L’inadeguato investimento negli ultimi trent’anni da parte delle pubbliche amministrazioni in risorse umane ed economiche per la gestione della natura, compresa ovviamente la fauna, sta facendo emergere diverse problematicità che, dal punto di vista tecnico-scientifico,
erano già sufficientemente note e prevedibili.
Una di queste difficoltà, che negli ultimi anni ha assunto dimensioni
percepite da allarme sociale (almeno per alcune categorie), rientra
sotto la generica definizione della cosiddetta “fauna problematica”,
comprendendo in tale categoria tutte le specie animali autoctone e alloctone unite
“soltanto” dalla comune difficoltà di soluzione, da parte della pubblica amministrazione, delle situazioni di conflitto con le attività antropiche. Per capirsi tanto il cinghiale quanto la nutria, sono due esempi delle medesime inadeguatezze.
In questo contesto, la crescita negli ultimi 20 anni delle Aree protette, in termini
numerici ma senza un innovativo ed adeguato investimento in termini umani ed economici, è divenuta involontario, facile, bersaglio su cui scaricare le colpe ed a cui
addossare molte delle cause delle attuali maggiori conflittualità con alcune specie
animali.
Ovviamente una specie animale oggi non considerata problematica può divenirlo domani, per una serie complessa di cambiamenti (sociali, di uso del suolo, climatici,
normativi, economici, ecc.) alcuni alla portata delle decisioni di livello nazionale e
locale, altri ovviamente di scala superiore.
Alla maggior parte degli studiosi delle specie oggi ritenute problematiche è ben noto
quanto, nell’ambito delle decisioni di livello nazionale e locale, abbiano pesato e pesino l’intreccio degli aspetti sociali (ad esempio, di cacciatori o di animalisti), economici (ad esempio, di commercianti o di allevatori) e politici (ad esempio, di ricerca
di un facile consenso o di corruzione) nelle mancate, ordinarie, risposte per la loro
corretta gestione e prevenzione delle situazioni di potenziale, particolare, conflittualità tra l’abbondanza di queste specie e le attività umane.
Due aspetti tecnico-sociali, senza il superamento dei quali sarà praticamente impossibile in Italia giungere alla efficiente gestione delle specie oggi considerate problematiche, sono:
la netta separazione tra attività venatoria e attività di controllo faunistico;
l’esclusione dell’illusoria ipotesi di eradicazione o di aree a obiettivo “densità
zero”, in pratica quasi mai tecnicamente realizzabili in natura.
Nel primo caso, il più frequente indirizzo politico-gestionale delle pubbliche amministrazioni (di qualsiasi orientamento e da molto tempo), infatti, partendo da una
precondizione comune all’esercizio delle due attività, ossia l’abbondanza delle specie
animali in questione, ha spinto, con superficialità e creando confusione, a mettere
insieme due attività con finalità in totale contrasto: l’attività venatoria che, esercitata
per passione, necessita del mantenimento un’alta densità delle popolazioni animali
oggetto d’interesse venatorio non solo per poter continuare ad essere autorizzata
Aree protette
Regole chiare nelle Aree protette
per il controllo della fauna
55
56
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Nella foto a sinistra danni
provocati da cinghiali
su una coltivazione di
sorgo; a destra una
recinzione elettrificata
per contrastare eventuali
danni dei cinghiali.
(Foto di Andrea Monaco).
ma, soprattutto, per poter essere vissuta con soddisfazione da chi la pratica, e l’attività di controllo faunistico che, esercitata per dovere, necessita invece sulla base di
un’ottima valutazione del rapporto costi/benefici esclusivamente dell’effettivo, stabile, contenimento delle specie oggetto di controllo nelle aree interessate.
Che tali attività siano palesemente contrapposte è esemplificato dalla situazione
presente in Italia nelle aree a maggior tradizione venatoria e presenza della specie
per antonomasia oggetto di rivendicazioni per danni alle attività e produzioni agricole, anche pregiate: il cinghiale. In queste aree, a dispetto della fortissima pressione
venatoria operante (in alcune zone, una sola squadra di cacciatori di cinghiali può
arrivare ad abbattere anche più di 400 animali per stagione di caccia) la specie, negli
ultimi 20 anni, invece di diminuire è cresciuta.
Tale abbondanza viene frequentemente e superficialmente addebitata, come causa
principale, alla presenza di numerose aree “rifugio”, quali le aree a divieto di caccia
(parchi, oasi, riserve, ecc.), mentre invece l’abbondanza è prevalentemente il risultato di chi opera per il mantenimento della soddisfazione venatoria e del ricco mercato
(spesso illegale) che sulla carne degli ungulati selvatici ormai prolifera (ad esempio,
tramite l’impedimento sociale, ed in alcuni casi materiale, all’utilizzo di strumenti di
cattura quali i chiusini che hanno un’altissima efficienza per il cinghiale, il permanere di illeciti rilasci di cinghiali, il mancato raggiungimento di piani di abbattimento, il
foraggiamento illegale dei selvatici effettuato dalle squadre di caccia, ecc.).
È di tutta evidenza, quindi, che il ritenere di poter risolvere il conflitto tra certificati
e cospicui danni da cinghiale e le attività agricole con le attività di controllo senza
escludere le medesime aree dalla destinazione ad aree di caccia (a cui serve invece
mantenere alte densità) o, addirittura, assegnare alla caccia il compito di surroga
della pubblica amministrazione nell’attività di contenimento delle popolazioni di cinghiali in quelle aree, continuerà a risultare perdente.
Nel secondo caso, invece, l’esigenza di contenimento per esempio della nutria ben
rappresenta quanto l’illusorio e dichiarato obiettivo di eradicazione, o di aree ad
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
obiettivo densità zero, ottiene come primo risultato una maggiore attenzione da parte di quella che può essere considerata il principale ostacolo alle attività di controllo:
l’istanza animalista. La componente animalista oppone, infatti, un forte ostracismo
a qualsiasi intervento di controllo di specie animali, ponendosi a difesa, indiscutibile,
della vita di ogni singolo animale, anche a dispetto dei noti impatti aggiuntivi causati
da alcune specie alloctone su habitat e altre specie localmente e/o nazionalmente
già gravemente minacciate.
A ciò si aggiunga che spesso le pubbliche amministrazioni, al fine di contenere i
costi e pensando di fare cosa gradita ai cacciatori, assegnano parte delle operazioni
di controllo alla partecipazione volontaria dei cacciatori, i quali però non nutrono nei
confronti della nutria alcuna passione venatoria ed hanno scarso interesse per catture e/o abbattimenti delle stesse. Risultato finale, ancora più intenso ostracismo da
parte degli animalisti, anche a causa della “confusione” che il contenimento possa
essere stato organizzato quale forma impropria di autorizzazione alla caccia.
Questi due esempi, per quanto estremamente semplificati, mostrano quanto in generale le aree protette subiscano, molto più che causare, le difficoltà correlate ai
conflitti legati alle specie definite problematiche e perciò quanto urgentemente debbano scollarsi di dosso ogni possibile falsa e strumentale accusa. È urgente quindi
che nelle aree protette venga normato con chiarezza e limpidità l’attività di controllo
della fauna, laddove necessaria, seguendo uno schema che fughi ogni dubbio su
effettive finalità, modalità e sanzioni e diventi efficace.
Di seguito i punti essenziali per definire le attività di controllo della fauna nelle Aree
protette:
Nelle aree protette il controllo della fauna, deve poter essere effettuato esclusivamente quale attività di interesse pubblico per la tutela della biodiversità, della
salute e delle attività umane, ed essere disposto e organizzato dagli enti gestori
delle aree protette medesime.
Il controllo deve essere finalizzato a contenere il verificarsi di ingenti impatti
alla biodiversità e/o di pericolo dichiarato, dalle autorità sanitarie, per la salute
umana e/o di ingenti danni causati alle attività umane dalle specie selvatiche autoctone, nel rispetto del generale obiettivo di assicurare la conservazione delle
specie animali mantenendo equilibrate strutture di popolazioni a livello nazionale e locale. Nel caso delle specie alloctone il controllo, coerentemente con la
prioritaria finalità di tutela della biodiversità nelle aree protette e con le evidenze
scientifiche che mostrano l’impatto di nuovi taxa sulla preesistente biocenosi
per esclusione competitiva e/o inquinamento genetico e/o pressione predatoria, deve essere finalizzato ad un forte e stabile contenimento delle popolazioni
eventualmente presenti in natura.
Tali attività di controllo devono essere effettuate dagli Enti gestori delle aree protette, previa acquisizione del parere obbligatorio e vincolante dell’Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale (ISPRA – struttura ex INFS), con
metodi indiretti di contenimento delle popolazioni e/o di protezione dei beni che
si intende tutelare, ovvero mediante cattura e/o abbattimento, con metodi che
comunque escludano impatti sulle specie non oggetto di controllo, e secondo le
seguenti modalità:
per tutte le specie autoctone il controllo deve essere praticato in attuazione di
un piano recante l’indicazione di documentati impatti da contenere, di credibili
obiettivi da conseguire, di metodi da utilizzare e della tempistica da rispettare;
per le specie particolarmente protette, indicate nell’articolo 2 della Legge n. 157
57
58
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
dell’11 febbraio 1992, il controllo deve poter essere praticato solo in casi eccezio­
nali, non reiterabili e su un numero massimo di esemplari estremamente conte­
nuto in rapporto alla popolazione tutelata;
per le specie alloctone, il controllo deve essere effettuato in attuazione di un
piano, recante l’indicazione dei metodi da utilizzare e la tempistica da rispettare,
che abbia l’obiettivo di un forte e stabile contenimento di tali popolazioni animali,
con la possibilità, per le specie e/o le popolazioni più impattanti sulla biodiver­
sità, di una progressiva, drastica riduzione della presenza di tali popolazioni in
natura. Nei casi in cui la presenza in natura di specie alloctone riguardi piccole
popolazioni isolate, in generale, è opportuna la tempestiva rimozione o, ove tec­
nicamente possibile, la sterilizzazione di tutti gli esemplari.
Nelle Aree protette e, laddove presenti, nelle aree a queste contigue, come individuate dal piano del parco, le eventuali catture e/o gli abbattimenti previsti dal
piano per il controllo faunistico devono avvenire per iniziativa e sotto la diretta
responsabilità e sorveglianza dell’Ente Parco, essere attuati esclusivamente dal
personale dipendente e di sorveglianza dell’Ente Parco e, se l’Ente attiva uno
specifico albo per operatori faunistici a seguito di propri corsi di formazione e
abilitazione svolti sulla base di protocolli formativi validati dall’ISPRA, anche da
tali operatori espressamente autorizzati dall’Ente stesso.
Nelle Aree protette deve essere vietata l’immissione di qualsiasi specie animale che non sia stata preventivamente autorizzata dall’Ente Parco e deve essere
sempre tassativamente vietata l’immissione di specie alloctone, ad esclusione
delle immissioni operate in strutture di contenimento che escludano rischi di
fughe in natura. Nelle aree protette che attuino interventi di controllo su specie
autoctone deve essere fatto divieto di immissione, per un periodo non inferiore
ai 20 anni, delle medesime specie oggetto del controllo, ad esclusione delle immissioni operate in strutture di contenimento che escludano rischi di fughe in
natura.
Al personale degli Enti Parco e ai soggetti privati responsabili di interventi di
controllo faunistico che risultassero non conformi a tali modalità, così come ai
soggetti pubblici o privati responsabili dell’immissione in natura di specie alloctone e/o di specie autoctone soggette a piani di controllo e/o di strutture di
contenimento da cui è comprovata la fuga in natura di dette specie e/o ai soggetti privati coinvolti in interventi di controllo che compissero azioni contrarie a
quanto correttamente pianificato e richiesto, devono essere applicate le sanzioni
previste al primo capoverso del comma 1 dell’articolo 30 della legge 394/91. Ai
soggetti privati responsabili o coinvolti in interventi di controllo non conformi si
applica, inoltre, l’immediata esclusione dalla partecipazione a qualsiasi intervento di controllo faunistico per un periodo non inferiore ai 10 anni.
Queste, auspichiamo, siano le regole che vengano offerte alle aree protette per il
controllo della fauna al fine di attivare un percorso fatto di competenza, serietà ed
efficienza, allontanando definitivamente ogni falsa accusa rivolta alle aree protette
spesso proprio da chi è fonte primaria delle cause dell’attuale conflitto tra alcune
specie animali e le attività antropiche.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
59
Prevenzione e monitoraggio
Responsabile Specie del WWF Italia
L’arrivo di specie aliene, nuovi abitanti dalle diverse “abitudini” alimentari ed ecologiche, spesso frutto di introduzioni sconsiderate e irresponsabili, è una delle maggiori minacce attualmente riconosciute, in grado di causare l’estinzione e rarefazione di molte specie animali e vegetali e pertanto, considerata dall’Unione Mondiale
per la Conservazione (IUCN) tra le principali cause di perdita di biodiversità.
Casi come quelli delle isole Hawai dove sono aliene metà delle piante oggi presenti,
il 25% degli insetti e il 40% degli uccelli, sono stati ampiamente presentati e discussi
su tavoli internazionali e sessioni a ciò dedicate. Gli esempi sono moltissimi, dalle
paludi della Florida, dove da anni i pitoni asiatici sono sempre più numerosi, ai corsi
d’acqua mediterranei invasi da tartarughine dalle guance rosse, nutrie o visoni americani. Questo è sempre più un problema comune, una minaccia da affrontare seriamente e responsabilmente, che richiede un impegno politico e di gestione, questo
non comune, per i diversi e molteplici stakeholders interessati.
Gli studi ci indicano come tali introduzioni non sono solo l’effetto di pura casualità,
appare sempre più evidente come una forte spinta a queste presenze sia il commercio, l’offerta di specie esotiche e particolari che è alimentata da collezionismo,
curiosità e da quell’atavico desiderio di possesso di altre forme di vita che ci contraddistingue. Ed ecco come migliaia e migliaia di specie animali e vegetali arrivano
sui nostri mercati da paesi lontani, da habitat più diversi, importati con lo scopo di
arricchire di colori e suoni la nostra vita, per donarci emozioni e consentirci di donare attenzione ad un’altra vita, un amore non sempre però veramente sano. La nostra
domanda comporta la movimentazione di milioni di animali vivi e piante che la globalizzazione porta sui nostri mercati in poche ore di volo, che finiscono per arricchire
con la loro presenza le vetrine di shop tra i più variegati, trasformatisi in quello che
nel gergo comune intendiamo un pet ma che dopo pochi mesi o solo settimane la
nostra irresponsabilità o indifferenza trasformerà in moltissimi casi in veri e propri
pest. La “peste” del ventesimo secolo che si introduce nei nostri habitat, occupa le
nicchie ecologiche delle nostre specie, sottrae risorse e spazi vitali alla nostra fauna
e a volte inizia una competizione anche con l’uomo, con le nostre attività, con la nostra agricoltura. Questa minaccia richiede una gestione, richiede azione, ma anche
la piena consapevolezza che oggi si sia persa ormai una occasione favorevole di poter eradicare alcune delle specie oramai introdotte sul nostro territorio. Ogni azione
e la corretta gestione di queste problematiche va pianificata considerando la loro
attuale diffusione numerica e spaziale, diversi interventi possono essere sviluppati
per contenere e gestire queste popolazioni.
Molteplici progetti sono stati portati avanti dalla Commissione europea negli ultimi
anni per studiare, monitorare, analizzare la crisi e cercare e promuovere soluzioni.
Banche dati sono state create per avere il polso della situazione, per cartografare
questa avanzata silenziosa ma qualsiasi intervento, azione concreta, obiettivo che
ci si prefigge rischia di scontrarsi con diverse culture e sensibilità, con una cattiva informazione, spesso voluta, o una incapacità istituzionale a fare comprendere il
problema e a rispettare nelle proposte messe sul tavolo i diversi interlocutori.
Chiunque conosca o si trovi a masticare i principi di Biologia della Conservazione sa
cosa quest’invasione rappresenti, cosa questo possa significare, quali delicati equi-
Aree protette
di Massimiliano Rocco
60
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Per gentile concessione del
fotografo Marco Branchi, dal
sito www.marcobranchi.it.
libri tutto ciò possa compromettere, ma sa anche che per attivare azioni di contrasto
non servono slogan o battaglie di posizione, ma razionalità e buon senso e prima di
tutto quella prevenzione di cui le istituzioni si riempiono la bocca ma che non sanno
o non vogliono mettere in pratica.
La migliore strada per contrastare tutto ciò è prevenire l’introduzione, fermare all’origine il problema, questo significa studiare le specie potenzialmente pericolose,
vietarne il commercio, fermarne la riproduzione per quelle già presenti, eventualmente accollarsi le spese di ricovero per quelle dismesse da cittadini che forse con
troppa leggerezza li hanno acquistati e che oggi non riescono più a gestirli.
Un approccio serio richiede che venga promossa un’attenta politica di prevenzione
dell’immissione delle specie alloctone, nonché all’attuazione di un efficace monitoraggio dell’evoluzione della distribuzione e dell’abbondanza delle popolazioni di specie invasive già immesse, non dimenticandosi che la buona riuscita di ogni intervento
parte da una sua condivisione e che solo la puntuale comunicazione e informazione
può a noi tutti fare comprendere, e non mi riferisco ai soli addetti ai lavori, adeguatamente la dimensione del problema e la necessità degli interventi.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Elio Tompetrini*, Roberta Emili**
* Presidente di 394 Associazione nazionale Personale Aree protette ** Vice presidente di 394 Associazione nazionale Personale Aree protette
L’Associazione 394 ha organizzato nel Parco dell’Appia antica a
Roma, il 24 novembre 2011, l’incontro tecnico Conservazione e
gestione della fauna a vent’anni dalla Legge quadro 394: risultati e
prospettive, in occasione del quale accanto a interventi inerenti le
esperienze di gestione in aree protette, si è svolto un dibattito sulle
proposte di modifiche, depositate in Senato, alla Legge quadro 6 dicembre 1991 n. 394. Anche sulla base di tale esperienza, questo intervento sintetizza
il pensiero dell’Associazione su un tema emblematico, prima che problematico, che
nell’immaginario collettivo rimanda immediatamente la fauna selvatica ai parchi e
alla tutela ambientale.
Riflessioni generali sulla Legge quadro e sulle Aree protette.
La fauna quale bene comune
L’istituzione dei parchi nazionali, a partire da quelli storici, è una delle manifestazioni
più importanti del diritto e della cultura ambientale, considerati elementi centrali
della “conservazione della natura”. Ma è con l’approvazione della Legge quadro 394
del 1991 che si passa da un assetto normativo frammentario ad uno sistematico.
Dall’entrata in vigore di tale legge sono decorsi 20 anni e tale ricorrenza ha offerto lo
spunto per un rinnovato dibattito sulle aree protette italiane, rimasto, tuttavia, limitato quasi esclusivamente agli addetti ai lavori. E ciò deve far ulteriormente riflettere, in particolare, sul riconoscimento del ruolo delle aree protette e sull’importanza che le stesse dovrebbero assumere anche e soprattutto in relazione alla attuale
gravissima crisi economica ed ambientale. I tentativi di coniugare l’imprescindibile
azione di tutela con attività produttive e con la continua trasformazione dei territori,
di affrontare da parte di un unico ente gestore le complesse relazioni fra ambiente
e attività umane, ha favorito lo sviluppo di molteplici esperienze e la sperimentazione di modelli alternativi di sviluppo e di gestione sostenibile del territorio. Non
si può negare che la cultura ambientale, nel nostro Paese, non è tenuta in grande
considerazione. Accanto a risultati assai positivi, si evidenzia il perdurante contrasto
fra politiche lungimiranti e ambientalmente e socialmente sostenibili, e istanze locali (anzi localistiche) che solo per opportunità condividono la tutela, ma talvolta in
pratica sconfessano gli obiettivi primari della Legge a favore di progetti e interventi
incompatibili. Non si tratta solo di grandi opere, ma spesso di interventi considerati “minori”, anche in nome di interessi pubblici, che tuttavia possono, sommati e
nel tempo, ridurre i valori ambientali, interferire con le dinamiche ecosistemiche,
frammentare le reti ecologiche, ma anche ridurre la qualità del territorio e minare
l’attrattività stessa delle aree.
Accanto ad una visione di tipo “mediatica” di ambiente, se ne è andata affermando
un’altra, che identifica “la natura” tra i beni comuni, ovvero quei beni che soddisfano immediatamente bisogni umani fondamentali e sono strettamente collegati a
Aree protette
Esigenza di una strategia
condivisa
61
62
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
diritti inviolabili dell’uomo1. Non a caso la normativa costituzionale, secondo il testo
dell’art. 117, come riformulato dalla L. 18 ottobre 2001 n. 3, attribuisce allo Stato la
competenza legislativa esclusiva in materia di “tutela dell’ambiente, dell’ecosistema
e dei beni culturali”, spettando allo Stato le determinazioni che rispondono ad esigenze meritevoli di disciplina uniforme sull’intero territorio nazionale2.
Restano, tuttavia, una serie di materie, rilevanti sotto il profilo ambientale, attribuite alla competenza concorrente; trattandosi di competenza di carattere trasversale,
infatti, l’ambiente non presenta i caratteri di una materia di estensione certa, ma
quelli di una funzione esercitabile su diversi oggetti, in ordine ai quali si manifestano
competenze diverse, che ben possono essere regionali.
Coerente con il concetto di ambiente quale “bene comune” risulta quello della fauna proprietà dello Stato. La proprietà della fauna allo Stato risale per la prima volta
al 1977, quando è stato introdotto il principio secondo cui la fauna appartiene al patrimonio indisponibile dello Stato (art. 1, Legge 27 dicembre 1977, n. 968, confermato
dall’art. 1, Legge 157 del 1992) e perciò non è più res nullius come era sempre stata3.
Con l’istituzione dell’area protetta, il cui territorio è sottoposto ad un “speciale” regime di gestione, all’ente parco viene affidato il compito di garantire in tale ambito
territoriale la conservazione, tra l’altro, delle specie animali attribuendo, pertanto, il
relativo potere di gestione proprio all’ente parco stesso.
Gestione della fauna nelle Aree protette: una questione di diritto problematico!
Una delle motivazioni fondanti l’istituzione delle aree protette è proprio l’applicazione del divieto di caccia in quei territori4, inserito nell’obiettivo generale di conservazione, però completamente differente da una riserva di caccia.
Il divieto è innanzitutto posto nella Legge quadro del 1991. L’art 1 individua tra le finalità principali, appunto, la conservazione di specie animali o vegetali (…). Tale norma va letta in combinato disposto con l’art. 11 comma 3 che pone nella prima parte
un divieto generale di porre in essere tutte quelle attività che anche solo potenzialmente sono idonee ad arrecare danno all’ambiente naturale e nella seconda parte,
elenca una serie di attività vietate, fra cui il danneggiamento o uccisione delle specie
animali. Le uniche deroghe consentite sono previste dallo stesso art. 11 comma 4,
e disciplinate dal regolamento del parco che dovrebbe prevedere la possibilità di
procedere a eventuali prelievi faunistici ed eventuali abbattimenti selettivi, necessari
per ricomporre squilibri ecologici accertati dall’Ente parco. Prelievi e abbattimenti
devono avvenire per iniziativa e sotto la diretta responsabilità e sorveglianza dell’ente parco e, relativamente ai parchi nazionali, essere attuati dal personale dell’ente
parco o da persone all’uopo espressamente autorizzate dall’ente parco stesso. Il divieto di caccia nelle aree protette è inoltre ribadito dalla Legge 11 febbraio 1992 n.
157, art. 21, comma 1 lett. b); l’art. 19 della stessa legge disciplina altresì il controllo
1 P. Maddalena, L’ambiente e le sue componenti come beni comuni in proprietà collettiva della presente e future
generazioni in www.dirittoambiente.net.
2 Sentenze n. 507 e 54/2000, n. 382/1999, n. 378/2007.
3 Dizionario delle Aree protette, a cura di R. Moschini, C. Desideri, voce “fauna” di C. A. Graziani, ove si trova una
disamina del concetto di fauna sia in generale sia nell’ambito della legge quadro.
4 R.D.L. del 1922, istitutivo del Parco nazionale Gran Paradiso: art. 1 Allo scopo di conservare la fauna e la
flora… art. 8 Nel territorio del Parco sono vietate la caccia e la pesca, comunque esercitate, nonché l’accesso
con cani, armi ed ordigni che servano a tali scopi. Nella riserva reale, poi diventata Parco nazionale, già dal
1821 vigeva il divieto di caccia allo Stambecco.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
5V. Stefutti, Prelievi faunistici, abbattimenti selettivi e parere ISPRA negli Enti Parco nazionali e regionali, in
www.dirittoambiente.net.
6 A. Monaco, L. Carnevali, S. Toso, 2010 - Linee guida per la gestione del Cinghiale (Sus scrofa) nelle Aree
protette. 2a edizione. Quad. Natura, 34, Min. ambiente – ISPRA.
Aree protette
numerico nelle zone vietate alla caccia, ma sembra riferirsi alle oasi di protezione e
alle zone di ripopolamento e cattura e non già alle aree protette (le regioni ...provvedono al controllo della fauna selvatica anche nelle zone vietate alla caccia. Tale
controllo, esercitato selettivamente, viene praticato di norma mediante l’utilizzo di
metodi ecologici su parere dell’Istituto nazionale per la fauna selvatica. Qualora l’Istituto verifichi l’inefficacia dei predetti metodi, le Regioni possono autorizzare piani
di abbattimento. Tali piani devono essere attuati dalle guardie venatorie dipendenti
dalle amministrazioni provinciali.). Sulle relazioni fra la Legge 394/1991 e la Legge
157/1992 si è lungamente dibattuto da parte degli addetti ai lavori, ma la soluzione
va risolta alla luce dei criteri generali di risoluzione delle antinomie normative, per
cui la norma speciale, vale a dire quella di cui all’art.11 comma 4 ovvero quella di cui
all’art. 22 comma 6 risulti indiscutibilmente prevalente su quella di cui all’art.19 (...).
Ma nessun dubbio pare sussistere quanto alla sussistenza del concorso di norme5,
in modo che il livello di tutela garantito nell’area protetta non sia inferiore a quello
previsto nel resto del territorio nazionale. Così, ad esempio, va necessariamente
acquisito il preventivo parere dell’Ispra.
L’applicazione di tale norme ha posto delle problematiche in parte derivanti anche
dalle difficoltà di coordinamento tra le competenze dei diversi livelli che, a volte,
hanno comportato persino il blocco delle attività, cedendo il passo a pressioni politiche provenienti anche dal mondo venatorio.
Peraltro, le azioni poste in essere dai parchi non avevano, almeno nei primi anni,
consolidate prassi di riferimento; la maggior parte dei parchi nazionali sono stati
istituiti all’inizio degli anni ‘90 ma non sono stati immediatamente operativi, e i primi piani di gestione del cinghiale, ad esempio, risalgono alla seconda metà degli
anni ‘90. Di grande utilità è stato poi il lavoro di coordinamento svolto dal Ministero
dell’ambiente e l’Ispra attraverso la redazione delle linee guida di gestione del cinghiale6. Ma restano ancora delle criticità.
Innanzitutto, la mancata definitiva approvazione, nella maggior parte dei casi, del
piano e del regolamento del parco. Una delle domande che più frequentemente ci
si è posti è se, nelle more dell’approvazione di tali strumenti sia possibile intervenire con misure gestionali di controllo della fauna. Vi è da dire che spesso gli atti
istitutivi dei parchi nazionali dettano norme transitorie che consentono di uscire
dall’empasse e, in quanto compatibili, restano in vigore a mente dell’art. 35 comma
3 della legge quadro; a ciò si aggiunga che gli enti di gestione si sono per lo più dotati anche di regolamentazioni provvisorie relative ai diversi aspetti che attengono
l’attuazione dell’art. 11 della Legge 394. Inoltre, per le Aree protette regionali, l’art.
22 della Legge quadro prevede che qualora non esista il regolamento, i prelievi e
gli abbattimenti devono avvenire in conformità alle direttive regionali. In ogni caso,
non si prescinde da un’adeguata programmazione attraverso la predisposizione di
piani di gestione sui quali non solo si acquisisce il parere preliminare dell’Ispra ma,
se interessano anche siti natura 2000, si procede altresì a valutazione di incidenza
ai sensi del D.P.R. 357/1997, anche se su tale punto non vi è totale condivisione. La
valutazione di incidenza, infatti, è prevista per gli interventi non direttamente connessi e necessari al mantenimento in uno stato di conservazione soddisfacente delle
specie e degli habitat presenti nel sito, ma che possono avere incidenze significa-
63
64
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
tive sul sito stesso; è implicito come gli interventi di controllo faunistico nelle aree
protette debbano necessariamente essere “direttamente connessi e necessari” alla
conservazione del sito e consentiti solo al fine di ricomporre gli squilibri ecologici. In
tal senso, l’organismo di gestione dell’area protetta nella predisposizione del piano
non può esimersi dal fare comunque una valutazione degli effetti che il piano stesso
può avere nel sito tenuto conto della valenza naturalistico-ambientale e della conservazione del sito stesso; mentre le Direttive 79/409 e 92/43 hanno come obiettivo
la tutela e la conservazione limitata a taluni habitat specie floristiche e faunistiche,
l’oggetto della tutela della Legge 394 è, infatti, ben più ampio, comprendendo tutti gli
ecosistemi e tutte le specie autoctone.
Gli squilibri ecologici
Altro aspetto problematico dell’attuazione del controllo faunistico nelle aree protette riguarda la difficoltà di accertare gli “squilibri ecologici” di cui al citato art. 11
della Legge 394. La materia è stata ampiamente affrontata facendo riferimento alla
definizione più evoluta di ecosistema, in cui vi rientrano anche gli ambienti agricoli
tradizionali, gli “agroecosistemi”, ai quali sono legati non solo valori paesaggistici e
culturali, ma anche habitat (si pensi ad esempio alle formazioni erbose secche seminaturali) e specie faunistiche e floristiche di notevole interesse conservazionistico
anche a livello comunitario. Si è, inoltre, sottolineata la necessità di valutare tale
concetto in relazione, oltre che al verificarsi degli squilibri, anche alla prevenzione
degli squilibri stessi, nel rispetto degli obiettivi di conservazione (come ad esempio
nelle fasi iniziali di colonizzazione da parte di specie aliene che, se lasciate incontrollate, potrebbero con il tempo formare consistenti popolazioni, tali da interferire
negativamente con specie autoctone tutelate).
Per completare questa breve disamina, vale la pena soffermarsi sul principio di precauzione, che trova nella normativa comunitaria un preciso riferimento nell’art. 174
del Trattato di Maastricht. Si tratta certamente di uno dei canoni fondamentali del
diritto dell’ambiente7 in base al quale sussiste l’obbligo per le autorità competenti di
adottare i necessari provvedimenti al fine di prevenire i rischi anche solo potenziali
non esclusivamente per la sanità pubblica e la sicurezza, ma anche per l’ambiente. Si tratta di una tutela anticipatoria rispetto al consolidamento delle conoscenze
scientifiche. È evidente, peraltro, che la portata del principio in esame può riguardare la produzione normativa in materia ambientale o l’adozione di atti generali ovvero, ancora, l’adozione di misure cautelari, ossia tutti i casi in cui l’ordinamento non
prevede già parametri atti a proteggere l’ambiente dai danni poco conosciuti, anche
solo potenziali.8
L’art. 174 rientra tra le disposizione del Trattato che esprimono i principi essenziali
e che, pertanto, hanno valore costituzionale e sono vincolanti per gli Stati membri.
Peraltro, si evidenzia come tale principio di carattere generale si ritrovi anche nella
stessa Legge quadro 394, ed in particolare nella prima parte dell’art. 11 comma 3,
alla luce del quale possono essere affrontate anche talune questioni che attengono
alla prevenzione del possibile danno ambientale derivante dagli “squilibri ecologici”.
7 V. Stefutti Dell’applicazione del principio di precauzione e di proporzionalità. Breve nota alle ordinanze del TAR
Veneto nn. 311 e 312/11 e TAR Lazio n. 1268/11 in www.dirittoambiente.net.
8 Tar Piemonte, I, n. 2294 del 3 maggio 2010.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
65
Fauna problematica e conflittualità
Aree protette
La definizione di fauna problematica può in generale ricomprendere quelle specie
faunistiche la cui gestione in relazione ai conflitti con le attività umane richiede un
insieme di azioni particolarmente complesse e articolate. A seconda del livello locale di conflittualità, possono rientrare in questa categoria alcune specie di grandi
mammiferi, tra i quali alcuni ungulati (principalmente cinghiale e in alcuni casi il
cervo) e i grandi carnivori.
Per quanto riguarda il cinghiale, nell’ambito delle aree protette è stata sperimentata
un’ampia gamma di strategie gestionali, comprendenti vari sistemi di prevenzione
dei danni alle colture nonché di controllo numerico, sia tramite catture sia mediante
abbattimento selettivo. Le nuove linee guida per la gestione del cinghiale nelle aree
protette, redatte dall’Ispra e dal Ministero dell’ambiente e della tutela del territorio
e del mare, e pubblicate nel 2010, fanno tesoro di tali esperienze proponendo sistemi adattativi che, pur garantendo la massima coerenza con gli obiettivi della Legge
394/1991, tengono conto dei diversi contesti ambientali e socio-economici locali.
Certo è che la problematicità della gestione della fauna è non solo connessa alla
complessità degli interventi richiesti, ma deriva principalmente dal conflitto tra
uomo e animale, posti spesso in alternativa quasi insanabile, come se nel tutelare
la fauna si possa arrecare un danno all’uomo. Eppure proteggere l’ambiente non
significa altro che salvaguardare l’uomo stesso.
Basti pensare al lupo e all’orso bruno, i due più importanti grandi carnivori presenti
nel territorio italiano, entrambi inseriti nell’allegato II della Direttiva “Habitat” 92/43/
CEE come specie di interesse comunitario prioritarie. La comparsa di queste due
specie in territori da dove erano estinte da molto tempo suscita reazioni di vario
genere, aprendo un acceso dibattito. Sempre più insistenti si fanno le voci di chi
continua a sostenere che la presenza sul territorio di lupi e orsi possa essere una
minaccia per le attività umane, e addirittura per la sicurezza pubblica, e propone
come soluzione il loro abbattimento, ma è chiaro che non si tratta di una strategia
per la soluzione del problema bensì una politica per la mera ricerca del consenso.
Sul piano tecnico, infatti, tale proposta non appare giustificata, allo stato attuale, né
in relazione all’entità dei danni né alla luce delle possibili soluzioni. I danni accertati a livello nazionale, anche in termini di indennizzi pagati, risultano tutt’altro che
ingenti e, comunque, di gran lunga inferiori a quelli arrecati da altre specie, come
ad esempio il cinghiale. Non vi è inoltre praticamente alcun rischio per l’incolumità
pubblica non essendo documentata, ad esempio nel caso del lupo, alcuna aggressione nei confronti dell’uomo da almeno due secoli. La crescita della popolazione
del lupo e la sua diffusione è da attribuire soprattutto all’aumento delle sua prede
naturali (soprattutto cinghiali, caprioli e cervi) e, conseguentemente, la sua azione
predatoria è svolta principalmente nei confronti degli ungulati selvatici, invece che
del bestiame domestico, svolgendo in tal modo un importante ruolo non solo di regolazione ecologica ma in parte anche di controllo delle popolazioni di tali ungulati,
riducendo conseguentemente i relativi danni alle colture. Il numero complessivo di
lupi in Italia, stimato in circa 1200-1500 individui, è irrisorio se confrontato con il numero di cani vaganti (che comprendono anche quelli randagi e inselvatichiti) i quali
possono svolgere significative azioni predatorie nei confronti del bestiame domestico e, a differenza del lupo, risultare oggettivamente pericolosi per l’uomo, come
purtroppo non di rado viene raccontato dalla cronaca. Eppure l’atteggiamento nei
confronti dei cani vaganti è di una tolleranza molto maggiore, tanto da non essere
quasi mai presa in considerazione l’ipotesi di effettuare abbattimenti di cani vaganti.
66
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Per quanto riguarda le soluzioni, diverse esperienze, molte delle quali compiute proprio nelle aree protette, dimostrano la possibilità di intervenire con grande efficacia,
e con spese contenute, nella prevenzione dei danni e dei conflitti, attraverso una
articolata strategia che, a seconda delle situazioni, mette in campo diverse azioni,
quali recinzioni di vario tipo (fisse ed elettrificate), cani da guardiania adeguatamente addestrati, attività di informazione e partecipazione, accurate verifiche dei danni,
indennizzi rapidi ed equi. Per quanto riguarda l’orso bruno valgono le stesse considerazioni, tenendo inoltre conto che il loro numero complessivo è ridotto ad appena
un centinaio di individui e che è possibile intervenire in vari modi nei casi in cui si è
in presenza di individui cosiddetti “problematici” o confidenti. Interventi interessanti
si stanno sviluppando anche nell’ambito dei progetti Life: “Ex-tra” Miglioramento
delle condizioni per la conservazione di grandi carnivori– Trasferimento delle migliori pratiche, coordinato dal Parco nazionale del Gran Sasso e Monti della Laga e
attuato anche dai Parchi nazionali dei Monti Sibillini e dell’Appenino Tosco-Emiliano;
“Wolfnet” Sviluppo di misure coordinate di protezione del lupo appenninico promosso dal Parco nazionale della Majella e realizzato in partnership anche con il Parco
nazionale delle Foreste Casentinesi, M. Falterone e Campiglia; “Arctos” Conservazione dell’orso bruno: azioni coordinate per l’areale alpino e appenninico, al quale
partecipano anche il Parco nazionale d’Abruzzo, Lazio e Molise e il Parco naturale
Adamello Brenta.
Gli indennizzi come sistema di mitigazione del conflitto
Un fondamentale ruolo nella mitigazione del conflitto nelle aree protette può essere,
inoltre, esercitato dagli indennizzi dei danni da fauna, consentendo un bilanciamento
di interessi (rilevanti ai sensi della legge 394) che, a determinate condizioni, possono
entrare in contrasto, ovvero la conservazione delle specie animali e la salvaguardia
delle attività agro-silvo-pastorali.
L’art. 15 comma 4 della legge quadro prevede, infatti, che “l’Ente parco è tenuto a
indennizzare i danni provocati dalla fauna selvatica del parco”; le modalità di accertamento e di liquidazione dei danni sono stabiliti dal regolamento del parco. Nuovamente si pone, dunque, il problema della mancata approvazione del regolamento di
cui all’art. 11 da parte di molti enti di gestione, anche se in questo caso, quasi tutti
i parchi si sono dotati di disciplinari provvisori. Resta un limite oggettivo, dato che
l’approvazione unilaterale di una regolamentazione provvisoria da parte del parco
non consente quella partecipazione da parte dei soggetti interessati che, invece, la
legge vuole garantire e ciò rende più complesso l’efficace svolgimento della funzione
dell’indennizzo. Un correttivo può essere introdotto affrontando processi partecipativi con un confronto cosiddetto negoziale, in cui il parco tenti di sviluppare azioni
condivise. Il tema della partecipazione, che il legislatore del ‘91 ha valutato e, giustamente, inserito nei diversi processi di approvazione dei principali strumenti di
gestione, è più che mai di grande attualità. In tal senso, anche nell’ambito di alcuni
progetti life, come quelli sopra citati, sono state inserite azioni di human dimension
che prevedono il coinvolgimento dei portatori di interesse nei processi gestionali.
Aree contigue
Fra i ritardi nell’attuazione di quanto previsto della Legge quadro 394 vi è la delimitazione delle aree contigue, i cui confini dovrebbero essere determinati dalle regioni
sul cui territorio si trova l’area naturale protetta, d’intesa con l’organismo di gestione
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Riflessioni sulle proposte di modifica della Legge 394/1991
Come è noto è all’esame della Commissione Ambiente del Senato il D.D.L. 1820,
Nuove disposizioni in materia di aree protette; al D.D.L. si sono poi aggiunti una serie
di emendamenti e subemendamenti, alcuni dei quali interessano la gestione faunistica e proprio mentre scriviamo la Commissione sta esaminando tali disposizioni.
Viene innanzitutto introdotta all’art. 11, comma 3, alla lettera 0A) il divieto esplicito
di attività venatoria nelle aree protette, sebbene ciò si evinca già in modo inequivocabile, come abbiamo sopra esposto. Si propone, inoltre, l’aggiunta dell’art. 11 bis,
controllo della fauna selvatica; nella prima versione il subemendamento prevedeva
che il controllo faunistico si potesse attuare anche per la tutela delle attività umane,
rinviando, inoltre, tout court alla Legge 11 febbraio 1992, n. 157, art. 19. Tale articolo
verrebbe altresì riformulato prevedendo che il controllo della fauna selvatica, quale
attività di pubblico interesse per la tutela della biodiversità e delle attività umane,
può essere effettuato anche per specie particolarmente protette indicate nell’art.
2 (tra i quali lupo e orso bruno) anche se praticato solo in casi eccezionali e previo
parere obbligatorio dell’Ispra. È evidente, quindi, come il complesso di tali modifiche
avrebbe comportato un considerevole affievolimento dell’attuale sistema di garanzie, modificando indirettamente anche le finalità della legge quadro. La nuova formulazione del subemendamento (2.0.400/8, testo 3 – Sen. Molinari), tuttavia, è molto
articolata e contiene disposizioni non generali, come dovrebbe essere trattandosi
peraltro di una legge quadro, ma di dettaglio. Le stesse paiono non sempre coerenti
tra di loro e tendenti ad ampliare il novero delle possibili deroghe ai divieti di uccisione e disturbo delle specie animali.
Si osserva, infatti, che se da un lato il comma 1 recupera il concetto di interventi
di controllo faunistico effettuato ai fini della tutela della biodiversità – eliminando,
appunto, il riferimento alle attività umane – dall’altra, il comma 2 prevede il controllo finalizzato a contenere i danni (evidentemente non solo all’ecosistema) causati,
peraltro, da specie selvatiche autoctone (anche dal lupo dunque?). Le modalità del
controllo, ma solo quello di cui al comma 1, sono disciplinate dal comma 4 dello
stesso articolo, ove scompare il termine “selettivo” accanto ad abbattimento, aprendo, quindi, alla possibilità di utilizzare metodi non selettivi, come la braccata e la
battuta. In ogni caso, il controllo del primo comma non può creare impatti significativi sulle specie non oggetto di intervento; ragionando a contrario si desume che tali
impatti sono, invece, ammissibili nel caso degli interventi di cui al comma 2.
Per quanto attiene, inoltre, le aree contigue, le proposte di modifica tendono a rafforzare la competenza regolamentare dell’ente gestore in tale ambito, al fine di assicurare la conservazione dei valori dell’area protetta. Sebbene tale obiettivo sarebbe
condivisibile, il timore è che il potenziamento del ruolo del parco renderebbe ancor
più arduo il cammino verso la delimitazione delle aree contigue.
Aree protette
dell’Area protetta (art. 32). Azioni faunistiche coordinate e integrate nelle aree esterne ai parchi sarebbero, invece, fondamentali per garantire l’efficacia delle azioni di
tutela e gestione faunistica, anche in relazione alle specie problematiche. L’importanza dell’istituzione delle aree contigue per la tutela di specie particolarmente protette è stata anche ribadita nel Piano d’azione interregionale per la tutela dell’orso
marsicano (PATOM), ove viene fissato tra gli obiettivi di livello prioritario per le aree
protette dell’Appennino centrale. Ciò in relazione soprattutto ai notevoli rischi per la
tutela dell’orso bruno connessi alle modalità di gestione venatoria del cinghiale nelle
aree esterne ai parchi e quasi sempre rappresentate dalle battute e dalle braccate.
67
68
la fauna problematica
In conclusione
Aree protette
La gestione della fauna problematica viene affrontata nelle diverse aree protette italiane con un approccio aperto e sulla base di esperienze piuttosto differenziate; gli
enti di gestione, infatti, sono alla continua ricerca di un equilibrato bilanciamento
dei diversi interessi rilevanti, adattando gli interventi ai diversi contesti ambientali
e socio economici. Va tuttavia rilevato che tale disomogeneità negli approcci alla
gestione faunistica dipendono non solo dalle diverse realtà locali, ma sono anche la
conseguenza di un difficile coordinamento tra i diversi enti che hanno una competenza concorrente e le relative legislazioni, nonché di una carenza di unitarietà nella
strategia nazionale di gestione faunistica nelle aree protette.
Tale diversità, favorita peraltro da una elasticità normativa sulle aree protette (in
particolare la Legge n. 394/1991), ha comunque stimolato la sperimentazione di innumerevoli soluzioni gestionali ma all’interno di un sistema di garanzie tali da impedire, almeno sul piano normativo, una deriva degli interventi di controllo faunistico verso forme di interventi assimilabili all’attività venatoria. E questo, malgrado la
mancata definitiva approvazione (nella maggior parte dei casi) di piano e regolamento del parco.
Lo sviluppo di progetti comunitari posti in essere in collaborazione tra più enti hanno
rafforzato le sinergie e la diffusione di buone pratiche, anche sul piano della prevenzione dei danni, affrontando altresì il delicato tema dei conflitti mediante la partecipazione degli stakeholders. Sono stati insomma l’occasione che ha indotto i parchi a
formare, più che in altre circostanze, un sistema su questioni che, sebbene specifiche e operative, abbracciano tematiche ben più ampie e complesse.
Le proposte di modifica della legge quadro non paiono, invece, apportare un utile
contributo alle principali problematiche esposte, ma rischiano, invece, di porre nuove e più complesse criticità. E paiono, per quanto riguarda la gestione faunistica,
essere volte, soprattutto, a soddisfare la possibilità di controllo faunistico “ad ogni
costo”, piuttosto che il perseguimento reale degli interessi tutelati dall’area protetta.
Dobbiamo anche dare atto, però, che non sempre i risultati nella conservazione della
fauna alle attuali condizioni sono confortanti (basti pensare ai continui e gravi atti di
bracconaggio che si continuano a registrare e che restano per lo più impuniti), soprattutto dal punto di vista della cultura e della scarsa consapevolezza che la tutela
di un bene comune, qual è la fauna, sia un investimento sul futuro dei nostri figli.
Per gentile concessione del
fotografo Marco Branchi,
dal sito
www.marcobranchi.it.
G azzetta A mbiente n 1 // 2 0 1 2
di Andrea Monaco* e Laura Scillitani**
*Agenzia regionale Parchi-Regione Lazio, settore Biodiversità, Reti ecologiche, Geodiversità
**Biologa, esperta di ecologia animale
Il cinghiale (Sus scrofa) è una specie tipica della fauna europea e italiana e da almeno
un trentennio è in fase di esplosione demografica in tutto il continente, Italia compresa (Saez-Royuela e Telleria 1986). Il cinghiale è caratterizzato da una notevole
adattabilità, un potenziale riproduttivo molto elevato e un’elevata capacità di movimento. Negli ultimi decenni la specie ha ampliato il suo areale, colonizzando aree
geografiche e ambienti in cui era scomparsa da secoli (Monaco et al. 2007), favorita
dal progressivo spopolamento delle aree montane e dall’abbandono delle zone rurali
marginali che ha caratterizzato l’Italia negli ultimi 50 anni, con un conseguente incremento della superficie forestale (Falcucci et al. 2007). All’intrinseca capacità della
specie di colonizzare nuovi ambienti si sono affiancate i numerosi rilasci a scopo
venatorio operati a partire dagli anni ’50. Effettuati dapprima con cinghiali importati
dall’estero, in un secondo tempo i rilasci sono proseguiti soprattutto con soggetti
prodotti in cattività in allevamenti nazionali e ancora oggi tale pratica, anziché essere
vietata sul territorio nazionale, continua in modo più o meno abusivo (Carnevali et
al. 2009).
Una tale espansione, apparentemente inarrestabile, ha comportato una serie di conseguenze, dirette ed indotte, dagli effetti contraddittori sul piano ecologico, gestionale e sociale. Ad un crescente interesse venatorio per la specie si contrappongo i
danni alle colture, spesso considerevoli, e il conflitto sociale che fisiologicamente ne
consegue; ad una aumentata ricchezza della comunità di Ungulati, capace di indurre effetti positivi sulla presenza del Lupo, si contrappongono i potenziali impatti su
altre componenti della biocenosi, spesso vulnerabili o in precario stato di conservazione (Monaco et al. 2010).
Il tema dell’impatto ecologico causato dal cinghiale assume, per le Aree protette,
un ulteriore importante significato; il dettato della Legge n. 394/91 prevede che si
possa ricorrere al controllo delle popolazioni unicamente in presenza di “squilibri
ecologici accertati dall’Ente parco”, e solo un’interpretazione estensiva della suddetta
norma ha reso possibile ricorrere a tale strumento gestionale anche in presenza dei
soli danni consistenti e ripetuti alle attività agro-silvo-pastorali. In nessun caso o
quasi le aree protette, prima di attivare il controllo, hanno accertato la presenza di
“squilibri” causati dalla specie all’ecosistema, limitandosi, nel migliore dei casi, ad
argomentare in merito alla loro esistenza sulla base di informazioni aneddotiche o
riportate in letteratura per altri contesti ambientali, ma mai derivanti da seri studi di
carattere scientifico realizzati in situ.
E proprio il tema dell’impatto del cinghiale sulle biocenosi (“impatto ecologico”),
spesso sottovalutato o trattato con superficialità, nonostante le importanti implicazioni dal punto di vista conservazionistiche e normative, sarà l’oggetto di questo
approfondimento che, sintetizzando le conoscenze disponibili sulla specie, cerca di
delinearne l’effettivo impatto, non sempre negativo, sull’ecosistema.
Aree protette
Il cinghiale: costruttore o
distruttore di biodiversità?
69
70
la fauna problematica
L’impatto del cinghiale sul suolo
Aree protette
Il suolo è una componente fondamentale per gli ecosistemi, perché supporta importanti processi ecologici come il ciclo dei nutrienti e i flussi di materia ed energia,
essenziali per il sostentamento delle comunità biotiche. L’impatto sul suolo è legato
soprattutto all’attività di scavo, denominata rooting, che il cinghiale pratica per cercare bulbi, radici, tuberi e invertebrati sotterranei di cui si nutre. Le aree scavate variano
per estensione e profondità, in funzione della composizione del suolo e del tipo di ha­
bitat, e subiscono fluttuazioni stagionali ed annuali, da mettere in relazione probabilmente con la produttività di frutti forestali ed altre fonti alimentari che non richiedono
attività di scavo (Baron 1982, Cahill et al. 2003, Genov 1981 a e b, Kotanen 1995, Welander 2000). In generale i terreni più umidi sono maggiormente impattati (Chavarria
et al. 2007, Mitchell et al. 2007, Welander 2000) in quanto più facili da scavare.
Per quanto riguarda le tipologie di habitat, diversi studi riportano un maggiore impatto nei boschi di latifoglie e i boschi misti (Bratton et al. 1982, Mohr et al. 2005).
Le aree maggiormente impattate delle praterie sono quelle prossime alle aree di
rifugio quali i cespuglieti e il bosco (Cocca et al. 2007). All’interno delle praterie, le
comunità vegetali preferite sono in genere le praterie dense di erbe perenni (Bueno
et al. 2009, Heimo 2010).
Il rooting costituisce un elevato fattore di disturbo per il suolo in quanto ne altera sia
la struttura fisica che la composizione chimica. Nella sua attività di alimentazione, il
cinghiale provoca un rimescolamento degli strati del suolo (Bialy 1996, Lacki e Lancia
1983), rimuovendo la copertura vegetale superficiale (Bueno 2011, Massei e Genov
2004, Singer et al. 1984) e riducendo la sostanza vegetale sotterranea (Ford e Grace
1998, Sims 2005). Di conseguenza, nelle zone scavate si registra in genere una diminuzione della compattezza del suolo (Singer et al. 1984, Sims 2005). Come prima conseguenza i terreni impattati risultano maggiormente soggetti ad erosione, soprattutto
in zone a forte pendenza (Bratton 1974). La perdita della copertura vegetale comporta
inoltre una maggiore evaporazione dell’acqua, in quanto il terreno nudo si trova ad
essere esposto direttamente alla radiazione solare, e pertanto nei terreni impattati diminuisce l’umidità del suolo ed aumentano la temperatura e l’aerazione (Bueno 2011).
L’alterazione della struttura fisica del suolo comporta cambiamenti anche di tipo
chimico. I nutrienti (calcio, magnesio, potassio, azoto) del suolo aumentano la loro
mobilità con conseguente accelerazione dei processi di decomposizione della lettiera (Jezierski e Myrcha 1975, Lacki e Lancia 1983, Sims 2005). Nei terreni più esposti,
l’azione di dilavamento delle piogge, riduce le concentrazioni di nutrienti negli strati
più superficiali e finisce per alterarne i cicli e, indirettamente, i processi chimici.
Gli effetti dell’azione di scavo sono spesso negativi, ma non sempre. Un paio di
esempi possono aiutare a comprendere la complessità della situazione. In Australia nord-orientale, dove il cinghiale (più simile ad un maiale rinselvatichito) è stato
introdotto dall’uomo, è stato studiato l’impatto del rooting sulle zone umide temporanee e sulle testuggini autoctone che vi abitano. Le zone impattate hanno mostrato
una distruzione delle macrofite acquatiche e un aumento dei livelli di fosforo e azoto,
che ha causato eutrofizzazione dell’acqua, anossia e acidificazione del pH e, pertanto, un generale deterioramento dello stato di conservazione dell’habitat (Burrows et
al. 2010, Doupé et al. 2009). Per contro, uno studio condotto in Olanda in una foresta
mista a predominanza di Pino silvestre (Pinus sylvestris), non ha evidenziato alcun
tipo di modificazione della composizione della lettiera né del pH (Groot Bruinderink
e Hazebroek 1996), nonostante la presenza di elevate densità di cinghiale.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
71
L’impatto del cinghiale sulla vegetazione
Aree protette
Il cinghiale è una specie con una dieta di tipo onnivoro e altamente flessibile in termini di composizione. La componente vegetale è comunque sempre presente e rappresenta la maggior parte (spesso oltre il 90%) della dieta (Schley e Roper 2003).
La composizione della dieta riflette la disponibilità alimentare, variando in relazione alla posizione geografica e alla stagionalità, tuttavia alimenti con un alto valore energetico come i frutti forestali (ghiande, faggiole e castagne) e, soprattutto, le
piante coltivate sono preferiti e consumati non appena disponibili (Cellina 2008).
Il consumo diretto delle piante o di parte di esse può causare un impatto negativo
per le popolazioni. Navàs et al. (2010) riportano un drammatico calo numerico di
diverse specie di orchidacee (l’87% in meno dal 2000 al 2008) in corrispondenza con
il repentino aumento della densità di cinghiali nel Parco nazionale di Aiguamolls de
l’Empordà (sito Natura 2000), un’area umida situata nel Nord Est della Catalogna.
Altri autori riportano un effetto negativo del cinghiale sulle popolazioni di Hyacintoi­
des non-scripta, anche se il consumo non sembra impattare significativamente le
popolazioni (Sims, 2005; Harmer et al. 2011).
Più studiato è l’impatto del consumo di semi e frutti forestali sulla rigenerazione
forestale (Campbell e Long 2009). Un esempio concreto ci viene ancora una volta
dall’Olanda dove è stato valutato che Cinghiale può ingerire fino a 1,8 Kg di ghiande al
giorno, che rappresentano circa lo 0,5% della produzione mediana di diverse specie
di Quercia (Quercus spp.) e l’1% della produzione del Faggio (Fagus sylvatica), e di conseguenza, in aree dove la specie raggiunge elevate densità, ha un impatto negativo
sulla rigenerazione delle foreste di latifoglie (Groot Bruinderink e Hazebroek 1996).
L’impatto immediato del rooting è la rimozione della copertura vegetale superficiale.
Tuttavia in breve si assiste ad una ricolonizzazione dell’area impattata da parte della
vegetazione spontanea, anche se con variata composizione (Baron 1982, Bratton et
al. 1982, Gatel 2010, Heimo 2010). La ricolonizzazione delle aree perturbate avviene
in parte per via aerea, ma soprattutto per germinazione dei semi già presenti nel
suolo che, portati in superficie, diventano in grado di germinare.
Diversi autori riportano una maggiore diversità floristica nelle zone impattate da ro­
oting (Arrington et al. 1999, Bueno 2011, Cushman et al. 2004, Gatel 2010, Milton et
al. 1997, Sims 2005, Welander 1995). Le comunità vegetali che si instaurano su una
zona perturbata sono, tuttavia, solitamente composte da specie pioniere, generaliste, che sfruttano la mancanza di competitori per instaurarsi nel terreno nudo (Lavorel et al. 1998, Milton et al. 1997, Sims 2005). Nei pascoli subalpini francesi (Gatel
2010) gli effetti sono risultati diversi in funzione del tipo di formazione vegetale. Nei
pascoli dominati da Festuca, dopo circa un anno il 90% dell’area scavata recupera la
copertura vegetale, e si ha un aumento del numero di specie ma le piante ricolonizzatrici sono piante annuali e pioniere di scarso interesse conservazionistico (come
Alchemilla vulgaris e Trifolium repens). Nelle praterie a Nardus stricta invece è stata
osservata una riduzione del numero di specie e la successiva ricolonizzazione da
parte di specie tipiche di altre formazioni, con conseguente sostituzione del nardeto
(habitat di interesse comunitario ai sensi della Direttiva 92/43/CEE) con una prateria
mista o nardo-festuceto.
Anche una ricerca condotta negli Stati Uniti settentrionali (Bratton, 1974) riporta una
perdita di biodiversità in termini di ricchezza specifica e un successivo aumento di
specie velenose o comuni in seguito alle perturbazioni create dai maiali selvatici
nel Parco nazionale delle Great Smoky Mountains. Inoltre, le zone impattate dallo
72
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Scavi di cinghiale in alta
montagna.
(Foto di Andrea Monaco).
scavo possono offrire un habitat favorevole anche all’insediamento di piante alloctone invasive, come mostrato
da alcuni studi sull’impatto del maiale
rinselvatichito in California (Cushman
et al. 2004, Kotanen 1995, Tierney e
Cushman 2004).
Le alterazioni del suolo provocate dal
rooting influiscono anche sulla rigenerazione forestale. La mortalità dei giovani alberi aumenta in genere a causa
del danneggiamento diretto (Campbell
e Long 2009). Gli alberi che sopravvivono si trovano a beneficiare della ridotta competizione con altre specie,
sia arboree che erbacee, e pertanto
hanno una fase di crescita migliore
(Groot Bruinderink e Hazebroek 1996,
Sieman et al. 2009). Allo stesso modo,
diversi autori europei riportano un aumento nella crescita e nella sopravvivenza delle conifere legata all’attività
di rooting (Andrezejewski e Jezierski
1978, Lacki e Lancia 1986) legati al rimescolamento del terreno, alla maggiore areazione del suolo e alla ridotta
competizione.
Le stesse condizioni che garantiscono
una migliore sopravvivenza degli alberi autoctoni, possono, ancora una volta, agevolare l’insediamento di specie
alloctone, come riportato per Triadica
sebifera, un euforbiacea invasiva ormai naturalizzata negli Stati Uniti, presente in
alte densità nelle zone impattate dal Maiale rinselvatichito (Sieman et al. 2009).
Il Cinghiale agisce anche come vettore per la disseminazione delle diaspore (semi e
frutti) contribuendo così alla diversificazione della composizione floristica e alla rigenerazione forestale e consentendo alle piante la migrazione tra habitat tra loro isolati.
Diversi studi comparativi sulla quantità di diaspore rinvenute spazzolando il pelo di
cinghiali e caprioli abbattuti nella stessa area, rivelano la grande importanza rivestita dal cinghiale in questo meccanismo di dispersione dei vegetali. Diversi studi
effettuati in Germania (Heinken e Raudnitschka 2002, Schmidt et al., 2004) hanno
rilevato fino a 30 diaspore (contro le 2,3 di un capriolo!) appartenenti fino a 9 specie
diverse, trasportate in media da un cinghiale adulto. Questo fenomeno è legato alle
caratteristiche del pelo del cinghiale, lungo e dotato di un folto sottopelo lanoso, e
alla sua abitudine di fare bagni di fango, dove può raccogliere ulteriori semi, compresi quelli che non possiedono adattamenti particolari (quali uncini e spine) per
agganciarsi ed essere diffusi dagli animali.
Il cinghiale può agire anche come vettore per le specie delle quali consuma i frutti
carnosi. I semi dei frutti ingeriti possono infatti passare intatti attraverso il sistema
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
L’impatto del cinghiale sulla fauna
Le conoscenze sull’impatto del cinghiale sulla fauna risultano molto scarse: nella
maggior parte dei casi l’impatto della specie sulla zoocenosi è solo supposto e non
documentato sperimentalmente. La maggior parte degli studi sulla dieta fornisce,
infatti, solo informazioni relative al contenuto degli stomaci o delle feci, senza quantificare l’entità del prelievo a carico delle diverse specie, né fare differenze tra consumo di carcasse o predazione attiva.
In quanto onnivoro, il cinghiale si nutre anche di alimenti di origine animale, che vengono consumati soprattutto dagli individui più giovani (Groot-Bruinderink et al. 1994)
e da quelli in un cattivo stato di nutrizione, che necessitano di un’alimentazione ad
alto contenuto energetico (Wilcox e Van Vuren 2009). La frazione animale supera
raramente il 10% della dieta, ma risulta essere sempre presente. Le specie ingerite
sono soprattutto di invertebrati (es. insetti, lombrichi, molluschi), mentre i vertebrati
compaiono nella dieta meno frequentemente (Giménez-Anaya et al. 2008, Herrero
et al. 2006, Howe et al. 1981, Massei e Genov 2004, Pinna et al. 2007, Schley e Roper
2003). In Europa il consumo di rettili ed anfibi sembra essere piuttosto limitato. Al
contrario gli uccelli sono presenti nella dieta piuttosto frequentemente (es. galliformi, passeriformi), come anche i piccoli mammiferi (es. roditori, talpe, lagomorfi).
Occasionalmente si trovano nella dieta anche resti di cervidi (capriolo, cervo, daino).
Nel caso dei rettili e degli anfibi, l’impatto del cinghiale può essere problematico se
esercitato nei confronti di specie rare o in declino, come la testuggine di terra (Testu­
do hermanni, Mateo 2011) e la vipera dell’Orsini (Vipera ursinii, Filippi e Luiselli 2003).
Uno studio australiano (Fordham et al. 2006) individua nel Maiale rinselvatichito un
importante fattore di declino per la tartaruga dal collo di serpente (Chelodina ru­
gosa), mentre in Florida ha contribuito al declino di almeno 4 specie di anfibi rare.
Nelle coste del sud degli Stati Uniti la specie costituisce una minaccia per i nidi di
diverse specie di tartarughe marine (Seward et al. 2004).
Il Cinghiale è una specie opportunista e sembrerebbe nutrirsi di altri animali vivi
quando questi sono facili da prelevare. Particolarmente vulnerabili al consumo da
parte del cinghiale sono le specie di uccelli nidificanti al suolo. Per quanto riguarda
i galliformi, in Slovacchia centrale Saniga (2002) riporta la perdita del 9% delle uova
di gallo cedrone (Tetrao urogallus) e francolino di monte (Bonasa bonasia) per predazione da parte del cinghiale. Anche in Slovenia (Čas 2010) il cinghiale preda i nidi di
gallo cedrone e costituisce inoltre un fattore di disturbo nel periodo riproduttivo. La
predazione sui nidi è stata riportata anche per la pernice rossa (Alectoris rufa), il fagiano (Phasianus colchicus) e il gallo forcello (Tetrao tetrix). In nuova Zelanda i maiali
rinselvatichiti predano le uova nelle colonie di diversi uccelli marini (Challies 1975), e
sono responsabili della estinzione locale della rara berta di Hutton (Puffinus huttoni),
Aree protette
digestivo ed essere espulsi con le feci. Nella Sierra Nevada, ad esempio, il cinghiale
è implicato nella dispersione di Rubus spp., Rosa spp., uva ursina (Arctostaphylos
uva-ursi) e biancospino (Crataegus monogyna). A fronte dell’elevato numero di spore
rinvenute nelle feci di cinghiale raccolte in un querceto misto nel sud della Francia,
è stato ipotizzato un importante ruolo del cinghiale nella dispersione dei funghi ipogei, a loro volta coinvolti nei processi di rinnovamento forestale (Génard et al., 1988).
Anche in questo caso la specie può causare la dispersione specie vegetali alloctone
invasive, come descritto per Opuntia spp. in Spagna (Gimeno e Vilà 2002), per l’Algarrobo (Prosopis pallida) in Australia (Lynes e Campbell 2000), e il Guava peruviano
(Psidium cattleianum) nelle isole Hawai (Diong 1982 in Nogueira-Filho et al. 2009).
73
74
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
specie a rischio di estinzione globale (Cuthbert 2001). Il cinghiale è anche un predatore di nidi di uccelli acquatici nelle zone umide, come emerge chiaramente da uno
studio effettuato in tre diverse aree protette in Lazio, in cui è stata misurata la predazione su nidi artificiali attraverso l’impiego di fototrappole (Bertolino et al. 2011).
Anche in Spagna, nel parco nazionale di Aiguamolls de l’Empordà, il cinghiale preda
i nidi di diverse specie di anatidi, ardeidi, tra cui il tarabusino (Ixobrychus minutus) e
di rallidi, tra cui il pollo sultano (Porphyrio porphyrio), entrambe incluse nell’allegato
I della Direttiva Uccelli (Navas et al. 2010).
Non esistono informazioni certe sul Cinghiale come predatore attivo di micro mammiferi, anche se come già detto sono una componente frequente della dieta. Invece è documentata l’uccisione e il consumo di neonati di capriolo e daino; in Australia il Maiale
rinselvatichito è un importante predatore di agnelli domestici (Choquenot et al. 1997).
Il cinghiale può avere anche un effetto indiretto sulla fauna. Ad esempio Focardi et
al. (2000) suggeriscono la presenza di una competizione trofica con i piccoli roditori
nella tenuta presidenziale di Castelporziano in quanto la specie, soprattutto nel periodo dei parti, cerca attivamente alimenti energetici e consuma le riserve di ghiande create da diverse specie (soprattutto Apodemus spp.). Nel Parco nazionale delle
Great Smoky Mountains, il rooting causa una modificazione dell’habitat idoneo per il
toporagno americano dalla coda corta (Blarina brevicauda) e l’arvicola (Clethrionomys
gapperi), causandone quindi una riduzione numerica (Singer et al. 1984). Una forma
particolare di effetto indiretto del cinghiale (in questo caso positivo) sull’altra fauna,
è legato al suo ruolo come preda d’elezione per molti grandi mammiferi. Nel nostro
paese, per esempio, il cinghiale ha rivestito un ruolo cruciale nel determinare l’espansione del Lupo e la ripresa delle sue popolazioni osservata negli ultimi decenni
(Mattioli et al. 2011, Meriggi et al. 2011).
Uno sguardo di sintesi
Quanto emerso dall’analisi delle informazioni disponibili permette di considerare
il cinghiale come una sorta di “ecosystem engineer”, ovvero una specie che direttamente o indirettamente modula la disponibilità delle risorse per altre specie, causando cambiamenti fisici nelle componenti biotiche e abiotiche dell’ecosistema, e
di conseguenza modificando, creando e mantenendo gli habitat (Jones et al. 1994).
Dalla revisione bibliografica emerge chiaramente un dualismo del ruolo del cinghiale nei confronti dell’ecosistema: da un lato la specie causa un’importante degradazione di certi habitat, dall’altro contribuisce alla dispersione su lunghe distanze di
molte specie di piante e contribuisce all’aumento della biodiversità. Va detto, tuttavia, che quella indotta dal cinghiale non sempre è una “buona” biodiversità, come nel
caso della diffusione di specie vegetali aliene invasive.
È interessante sottolineare che dei pochi studi intensivi e a lungo termine realizzati,
la maggior parte è stata condotta negli Stati Uniti, in Australia e in Nuova Zelanda,
dove la specie, spesso presente in forma di incrocio tra maiale e cinghiale (feral hog),
è stata introdotta dall’uomo e, non a caso, è considerata tra le “peggiori cento specie
aliene invasive” dall’IUCN.
All’interno del suo areale di distribuzione naturale, le conoscenze sul ruolo del cinghiale sono ancora lacunose. La specie viene comunemente citata come una minaccia alla conservazione di diverse specie animali, ma dall’esame della bibliografia,
emerge chiaramente la scarsità di studi che abbiano misurato il prelievo diretto. Se
è vero che ci sono prove del consumo di alcune specie, dati dagli studi sulla composizione della dieta, manca però una quantificazione dell’impatto che tale consumo ha
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Bibliografia
• Andrzejewski R. e Jezierski W. (1978) Management of the wild boar population and its effect on commercial
land. Acta Theriol.: 23: 309-333.
• Arrington D.A., Toht L.A. and Koebel J.W. (1999) Effects of rooting by feral hog (Sus scrofa L.) on the structure
of a floodplain vegetation assemblage. Wetlands 19(3): 535-544.
• Baron J. (1982) Effects of Feral Hogs (Sus scrofa) on the Vegetation of Horn Island, Mississippi. American Midl.
Naturalist 107 (1): 202-205.
• Bertolino S., Angelici C., Scarfò F., Muratore S., D’Amato L., Monaco E., Capizzi D. e Monaco A. (2010) Is the
wild boar an important nest predator in wetland areas? An experiment with dummy nests. Pag 54 in Book
of Abstracts. 8th International Symposium on Wild Boar and other Suids, 1-4 September, York, England, UK.
• Bialy K. (1996) The effect of boar (Sus scrofa) rooting on the distribution of organic matter in soil profiles and
the development of wood anemone (Anemone nemorosa L.) in the oak-hornbeam stand (Tilio-carpinetum) in
the Bialowieza primeval forest. Folia Forest. Pol. Series A-Forestry, 38: 77-88.
• Bratton S.P. (1974) The effect of the European wild boar (Sus scrofa) on the high-elevation vernal flora in Great
Aree protette
sulle popolazioni di queste specie, che permetta di stabilire se il cinghiale è un predatore sistematico o occasionale e se quindi possa rappresentare una reale minaccia.
Negli ambienti di recente ricolonizzazione, dove il cinghiale è stato introdotto a scopo
venatorio, l’impatto potrebbe essere equiparabile a quello di una specie aliena invasiva, e quindi sostanzialmente negativo. Diverso potrebbe essere il ruolo negli ecosistemi nel quale la specie è sempre stata presente; in questi casi tuttavia, ad essere
alterate, ancora una volta dall’uomo, sono spesso le densità, aumentate in modo
innaturale a causa dell’enorme disponibilità alimentare “artificiale” (dalle colture
agricole al foraggiamento effettuato dalle squadre di caccia per “legare” gli animali
alle loro zone di prelievo e per aumentarne il peso e, quindi, la prolificità).
In conclusione le informazioni sul ruolo che il cinghiale riveste nell’ecosistema risultano lacunose, talvolta aneddotiche, e portano a conclusioni contraddittorie. Gli
studi più consistenti sono stati svolti in aree in cui la specie è alloctona e invasiva.
Nel nostro continente la maggior parte delle informazioni riguardano l’Europa centrale e solo recentemente sono aumentati gli studi effettuati nei paesi mediterranei.
La necessità di acquisire nuove evidenze è notevole e non può che essere soddisfatta
attraverso ricerche scientifiche rigorose e pluriennali, che pongano l’attenzione anche sulla scala alla quale si osservano gli impatti. Un esempio a tal proposito ci viene
dal lavoro di Bueno (2011), che mostra come il disturbo arrecato al suolo, di per sé
negativo, diventa positivo se si considera il cambiamento di composizione floristica e
l’aumento di biodiversità floristica del sito impattato, e di nuovo negativo se si opera
un confronto tra più siti misurando una consistente omogeneizzazione della flora.
Infine, per quanto riguarda la minaccia che il cinghiale può esercitare sulle singole
specie è necessario individuare l’impatto a livello di popolazione e non di singolo
individuo, con un’attenzione particolare alle specie di elevato valore conservazionistico, rare o in cattivo stato di conservazione, dove anche un piccolo tasso di prelievo
può costituire un importante fattore additivo di declino.
Le molte manipolazioni alle quali è stato sottoposto dall’uomo hanno reso il cinghiale
una presenza “problematica”, anche per la biodiversità. Non dimentichiamoci però
che il cinghiale è a pieno titolo un rappresentante della fauna europea originaria e
che i contesti i cui la “problematicità” della specie si esplica presentano condizioni
di “squilibrio ecologico” causate dall’uomo che, con la sua azione, è stato in grado di
scardinare quell’equilibrio dinamico che naturalmente si instaura tra le componenti
di un ecosistema che evolvono insieme nel tempo.
75
76
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Smoky Mountains National Park. B. Torrey Bot. Club 101(4): 198-206.
• Bratton S.P. (1975) The effect of the European wild boar, Sus scrofa, on Gray Beech Forest in the Great Smoky
Mountains. Ecology 56(6): 1356-1366.
Aree protette
• Bratton S.P., Harmon M. E., White P.S. (1982) Patterns of European Wild Boar Rooting in the Western Great
Smoky Mountains. Castanea 47 (3): 230-242.
• Bueno C.G. (2011) Las pertubaciones de Jabalì en los pastos alpinos del Pirineo Central: una aproximación
multiescalar. Tesi doctoral, Universidad de Zaragoza.
• Bueno CG, Alados CL, Gómez-García D, Barrio IC and García-González R (2009) Understanding the main factors in the extent and distribution of wild boar rooting on alpine grasslands. J. Zool. 279: 195-202.
• Bueno C.G., Barrio I.C., García-González R, Alados CL and Gómez-García D (2010) Does wild boar rooting
affect livestock grazing areas in alpine grasslands? Eur. J. Wildl. Res. 56(5): 765-770.
• Bueno C.G., Reiné R., Alados C.L. e Gómez-García D. (2011) Effects of large wild boar disturbances on alpine
soil seed banks. Bas. Appl. Ecol. 12: 125-133.
• Burrows D. W., Doupe R., Schaffer J., Knott M. e Davis A. (2010) Impacts of feral pigs on freshwater ecosystems- assessing the efficacy of fencing to protect ephemeral floodplain lagoons. Technical report, Australian
Centre for Tropical Freshwater Research.
• Cahill S., Llimona F. e Gràcia J. (2003) Spacing and nocturnal activity of wild boar Sus scrofa in a Mediterranean metropolitan park Wildl. Biol. 9 (1): 3-13.
• Campbell T.A. e Long D.B. (2009) Feral swine damage and damage management in forested ecosystems.
Forest Ecol. Manag. 257: 2319-2326.
• Carnevali L., Pedrotti L., Riga F. e Toso S. (2009) Banca dati ungulati. Status, distribuzione, consistenza, gestione e prelievo venatorio delle popolazioni di Ungulati in Italia rapporto 2001-2005. Biol. Cons. Fauna, 117,
Istituto Nazionale Fauna Selvatica.
• Cellina S. (2008) Effects of supplemental feeding on the body condition and reproductive state of wild boar Sus
scrofa in Luxemburg. PhD Thesis, University of Sussex.
• Challies C.N. (1975) Feral pigs (Sus scrofa) on Auckland Island: status and effects on vegetation and nesting
sea birds. New Zeal. J. of Zool. 2(4):479 -490.
• Chavarria P.M., Lopez R.R., Bowser G. e Silvy N.J. (2007) A landcape-level survey of feral hog impacts to natural resources of the Big Thicket National Preserve. Human–Wildlife Conflicts 1(2):199–204.
• Choquenot D., Lukins B. e Curran G. (1997) Assessing lamb predation by feral pigs in Australia’s semi-arid
rangelands. J. Appl. Ecol. 34:1445–1454.
• Cocca G., Sturaro E., Dal Compare L. e Ramanzin M. (2007) Wild boar (Sus scrofa) damages to mountain
grassland. A case study in the Belluno province, eastern Italian Alps Ital. J. Anim. Sci. 6 (1): 845-847.
• Cushman J.H., Tierney T.A. e Hinds J.M. (2004) Variable effects of feral pig disturbances on native and exotic
plants in a Californian grassland. Ecol. Appl. 14(6): 1746-1756.
• Cuthbert R. (2002) The role of introduced mammals and inverse density-dependent predation in the conservation of Hutton’s shearwater. Biol. Conserv. 108: 69–78.
• Čas M. (2010) Disturbances and predation on capercallie at leks in Alps and Dinaric mountains. Šumarski list
br. 9–10, CXXXIV: 487-495.
• Diong C.H. (1982) Population biology and management of the feral pig (Sus scrofa L.) in Kipahulu Valley, Maui.
PhD thesis, University of Hawaii, Honolulu.
• Doupé R.G., Schaffer J., Knott M.J. e Dicky P.W. (2009) A description of freshwater turtle habitat destruction by
foraging feral pigs in tropical north-eastern Australia. Herp. Conserv. Biol. 4: 331-339
• Falcucci A., Maiorano L. e Boitani L. (2007) Changes in land-use/land-cover patterns in Italy and their implications for biodiversity conservation. Landscape Ecol. 22:617–631
• Filippi E. e Luiselli L. (2003) Aspects of the ecology and conservation of the meadow viper Vipera ursinii in the
Duchessa Mountains Natural Park (Latium, Central Italy) Herp. Bull. 86: 5-9.
• Focardi S., Capizzi D. e Monetti D. (2000) Competition for acorns among wild boar (Sus scrofa) and small
mammals in a Mediterranean woodland. J. Zool. 250: 329-334.
• Focardi S., Montanaro P., La Morgia V., Riga F (a cura di- 2009) Piano d’azione nazionale per il Capriolo italico
(Capreolus capreolus italicus). Quad.Cons. Natura, 31, Min. Ambiente - ISPRA
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
77
• Fordham D., Georges A., Corey B. e Brook B.W. (2006) Feral pig predation threatens the indigenous harvest
and local persistence of snake-necked turtles in northern Australia. Biol. Conserv. 133: 379–388.
• Gatel J.-F. (2010) L’impact des dégâts de sanglier (Sus scrofa) sur la végétation en alpage. CEMAGREF, Grenoble.
• Genov P. (1981a). Significance of natural biocenoses and agrocenoses as the source of food for wild boar (Sus
scrofa L.). Ekol. Pol., 29: 117-136
• Genov P. (1981 b) Food composition of wild boar in northeastern and western Poland. Acta Theriol. 26(10):
185-205.
• Gimeno I. e Vilà M. (2002) Recruitment of two Opuntia species invading abandoned olive groves. Acta Oecol.,
23 (4): 239-246.
• Giménez-Anaya A., Herrero J., Rosell C., Couto S. e García Serrano A. (2008) Food habits of wild boars (Sus
scrofa) in a Mediterranean coastal wetland. Wetlands 28 (1): 197-203.
• Groot Bruinderink G.W.T.A. e Hazebroek E. (1996) Wild boar (Sus scrofa scrofa L.) rooting and forest regeneration on podzolic soils in the Netherlands. Forest Ecol. Manag. 88: 71-80.
• Groot Bruinderink G.W.T.A., Hazebroek E e Van der Voot H. (1994) Diet and condition of wild boar, Sus scrofa
scrofa, without supplementary feeding. J. Zool.,233: 631-648.
• Harmer R., Straw N. e Williams D. (2011) Boars, Bluebellies and beetles . The Royal Forestry Society Quaterly
Journal of Forestry 195-202.
• Heimo C. (2010) Impacts du sanglier sur le tapis herbacé en Haute Chaîne du Jura (F). Thése de bachelor,
Haute école du paysage, d’ingénierie et d’architecture de Genève.
• Heinken T. e Raudnitschka D. (2002) Do wild ungulates contribute to the dispersal of vascular plants in central
European forests by epizoochory? A case study in NE Germany. Forstw. CbL., 121 (4): 179-194.
• Herrero J., García-Serrano A., Couto S., Ortuño V.M. e García González R. (2006) Diet of wild boar Sus scrofa L.
and crop damage in an intensive agroecosystem. Eur. J. Wildl. Res. 52: 245-250.
• Howe T.D., Singer F.J. e Ackerman B.B. (1981) Forage relationship of European wild boar invading Northern
hardwood forest. J. Wildl. Manage. 45(3): 748-754.
• Jezierski W. e Mircha A. (1975) Food requirement of a wild boar population. Pol. Ecol.Stud., 1: 61-83.
• Kotanen P.M. (1995) Responses of vegetation to changing regime of disturbance: effects of feral pigs in a
Californian coastal prairie. Ecography 18(2): 190-199.
• Lacki M.J. e Lancia R.A. (1983) Changes in soil properties of forests rooted by wild boar. Proceedings of the
Annual Conference of the Southeastern Association of Fish and Wildlife Agencies 37: 228-236.
• Lavorel S., Touzard B., Lebreton J.D. e Clément B. (1998) Identifying functional groups for response to disturbance in an abandoned pasture. Acta Oecol. 19 (3): 227-240
• Lipscomb D.J. (1989) Impacts of feral hogs on longleaf pine regeneration. South. J. Appl. For. 13: 177–181.
• Lynes B. C. e Campbell S. D. (2000) Germination and viability of mesquite (Prosopis pallida) seed following
ingestion and excretion by feral pigs (Sus scrofa). Trop. Grasslands 34: 125-128.
• Massei G. e Genov P. (2004) The environmental impact of wild boar. Galemys 16: 135-145.
• Mateo J.A. -ed.- (2011) La Conservación de las Tortugas de Tierra en España. Conselleria de Medio Ambiente
i Mobilitat, Govern de les Illes Balears, Palma.
• Mattioli L., Capitani C. , Gazzola A., Scandura M., Apollonio M. (2011) Prey selection and dietary response by
wolves in a high-density multi-species ungulate community. Eur. J. Wildl. Res. 57: 909-922.
• Meriggi A., Brangi A. e Schenone L., Signorelli D., Milanesi P. (2010) Changes of wolf (Canis lupus) diet in Italy
in relation to the increase of wild ungulate abundance. Etol. Ecol. Evol. 23 (3): 195-210.
• Milton S.J., Dean W.R.J. e Klotz S. (1997) Effects of small scale animal disturbances on plant assemblages of
set-aside land in Central Germany. J. Veg. Sci. 8: 45-54.
• Mitchell J., Dorney W., Mayer R. e McIlroy J. (2007) Spatial and temporal patterns of feral pig diggings in rainforests of north Queensland. Wildl. Res. 34: 597-602.
• Mohr D., Cohnstaedt L.W. e Topp W. (2005) Wild boar and red deer affect soil nutrients and soil biota in steep
oak stands of the Eifel. Soil Biol. Biochem. 37: 693-700.
Aree protette
• Génard M., Lescourret F. e Durrieu G. (1988) Mycophagie chez le Sanglier et hypothèses sur son rôle dans la
dissémination des spores de champignons hypogés. Can. J. Zool., 66: 2324-2327
78
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
• Monaco A., Carnevali L. e Toso S. (2010) Linee guida per la gestione del Cinghiale (Sus scrofa) nelle aree protette. 2° edizione. Quad. Cons. Natura 34, Min. Ambiente, ISPRA.
Aree protette
• Monaco A., Carnevali L., Riga F. e Toso S. (2007) Il Cinghiale sull’arco alpino: status e gestione delle popolazioni. In Heidi C. Hauffe, Crestanello B., Monaco A. (Eds.), Il Cinghiale sull’arco alpino: status e gestione. Report
N. 38, Centro di Ecologia Alpina.
• Navas F., Rosell C., Romero de Tejada, Santeufemia X. e de Dalmases I (2010) Does the presence of wild boar
in protected wetlands affect sensitive species? Pag 53 in: Book of Abstracts. 8th International Symposium on
Wild Boar and other Suids, 1-4 September, York, England, UK.
• Nogueira-Filho S. L. G., Nogueira S.S.C. e Fragoso J. M. V. (2009) Ecological impacts of feral pigs in the Hawaiian Islands. Biodiv. and conserv. 18 (14): 3677-3683.
• Pinna W., Nieddu G., Moniello G. e Cappai M.G. (2007) Vegetable and animal food sorts in the gastric content of
Sardinian Wild Boar (Sus scrofa meridionalis). J. Anim. Physiol. A. Anim. Nutr. 91: 252-255.
• Saez-Royuela C. e Tellería J.L. (1986) The increased population of Wild Boar (Sus scrofa) in Europe. Mammal
Rev. 16: 97-101.
• Saniga M. (2002) Nest loss and chick mortality in capercaillie (Tetrao urogallus) and hazel grouse (Bonasa
bonasia) in West Carpathians. Folia Zool. 51 (3): 205-214.
• Schley L. e Roper T.J. (2003) Diet of wild boar Sus scrofa in Western Europe, with particular reference to consumption of agricultural crops. Mammal Rev. 33(1): 43-56.
• Schmidt M., Sommer K., Kriebitzsch W.U., Ellenberg H. e von Oheimb G. (2004) Dispersal of vascular plants by
game in northern Germany. Part I: Roe deer (Capreolus capreolus) and wild boar (Sus scrofa). Eur. J. Forest
Res., 123 (2): 167-176.
• Seward N.W., VerCauteren K.C., Witmer G.W., Engeman R.M. (2004) Feral swine impacts on agriculture and
the environment. Sheep and Goat Res. J. 19: 34–40
• Siemann E., Carrillo J.A., Gabler C. A., Zipp R. e Rogers W.E. (2009) Experimental test of the impacts of feral
hog on forest dynamics and processes in the southeastern US. Forest Ecol. Manag. 258: 546-553.
• Sims N.K.E. (2005) The ecological impacts of wild boar rooting in East Sussex. PhD thesis .School of Biological
Sciences University of Sussex.
• Singer FJ, Swank WT and Clebsch EEC (1984) Effects of wild pig rooting in a deciduous forest. Journal of
Wildlife Management 48(2): 464-473
• Tierney T.A. e Cushman J.H. (2006) Temporal changes in native and exotic vegetation and soil characteristics
following disturbances by feral pigs in a Californian grassland. Biol. Invasions 8: 1073-1089
• Welander J. (1995) Are wild boars a future threat to the Swedish flora? Ibex- J. Mt. Ecol. 3: 165-167
• Welander J. (2000) Spatial and temporal dynamics of wild boar (Sus scrofa) rooting in a mosaic landscape. J.
Zool. 252: 263-271
• Wilcox J. T. e Van Vuren D. H. (2009) Wild pigs as predators in oak woodlands of California. J. Mammal. 90:114–
118
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Massimo Scandura
Dipartimento di Scienze della Natura e del Territorio, Università di Sassari
Nel corso dell’ultimo secolo la nostra penisola è stata attraversata da enormi trasformazioni che hanno riguardato, in primis, la società umana e con essa l’ambiente circostante. Di riflesso anche le popolazioni animali hanno subìto profondi cambiamenti.
Tra le specie che hanno visto mutare in maniera più radicale il proprio status vi è di
certo il cinghiale (Sus scrofa), che ha rischiato di scomparire dagli ambienti della
penisola durante la prima metà del XX secolo e che rappresenta oggi una specie
invasiva, il cui incremento numerico desta non poche preoccupazioni.
Fattori come la densità di popolazione, la pressione venatoria, la presenza di foreste ed in particolare di essenze quercine, la competizione con il bestiame domestico, la frammentazione degli habitat, l’istituzione di aree protette, l’abbondanza
dei predatori e, non ultimi, i cambiamenti climatici hanno determinato nel tempo
fluttuazioni demografiche e variazioni distributive della specie.
In particolare, una progressiva contrazione dell’areale aveva portato il cinghiale
all’inizio del XX secolo ad essere assente in vaste porzioni del nostro territorio, inclusa la fascia alpina e prealpina, la Pianura Padana, l’Appennino settentrionale e
ampie zone del centro e del sud Italia, Sicilia compresa (Ghigi 1911). La ricolonizzazione dell’Italia settentrionale prese piede a partire dal 1919, con un immigrazione naturale dalla Francia attraverso due direttrici, la provincia di Imperia (Col
di Tenda) a sud e la provincia di Torino (Frejus) a nord (De Beaux e Festa 1927). La
distribuzione della specie descritta da Ghigi nel 1950 confermava una situazione
di leggera ripresa a nord (con una presenza stabile nel nord-ovest) ma di ulteriore impoverimento al sud (con la completa scomparsa della specie nel Gargano).
Stando ai resoconti forniti da questo autorevole zoologo (Ghigi 1911, 1917 e 1950),
le maggiori roccaforti della specie in quella prima metà di secolo furono rappresentate, nella penisola, dalla Maremma toscana e laziale al centro e dal massiccio del
Pollino ed i Monti dell’Orsomarso a sud (non casuale l’analogia con la sottospecie
autoctona di capriolo). A queste due aree peninsulari è da aggiungere la Sardegna,
con una popolazione sempre piuttosto prospera.
Dal secondo dopoguerra in avanti si assistette in Italia come in molti altri Paesi europei (Sáez-Royuela e Tellería 1986) ad una progressiva ripresa della popolazione
a cui concorsero una molteplicità di fattori, tra cui, in modo affatto trascurabile,
l’azione diretta dell’uomo. Se la ricomparsa del cinghiale in alcune aree fu frutto di
una naturale espansione della specie in presenza di condizioni ambientali favorevoli, in altre essa è spiegabile soltanto con translocazioni e reintroduzioni operate
dall’uomo (Apollonio 2003, Monaco et al. 2007). Inoltre in molti casi le basse densità
delle popolazioni superstiti sono state artificialmente alimentate con ripopolamenti
eseguiti dalle associazioni venatorie o dalle amministrazioni locali (Masseti 2003).
Purtroppo nella grande maggioranza dei casi di questi interventi non è rimasta una
traccia scritta e per una capillare ricostruzione di quanto avvenuto non ci si può che
avvalere di dati aneddotici raccolti per lo più in ambienti venatori. Anche in presenza
di una documentazione scritta, spesso le informazioni circa i siti di immissione e la
Aree protette
C’era una volta il cinghiale
maremmano…
79
80
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
provenienza dei capi rilasciati risultano frammentarie (Masseti 2003). Difficile quindi
valutare quanto queste operazioni possano avere inciso sulla ripresa della specie.
Fatto sta che negli ultimi decenni del XX secolo la popolazione italiana ha riconquistato
gran parte dell’areale di un tempo, e solo alla fine degli anni ’80 si presentava estesa,
senza soluzione di continuità, dalle Alpi Occidentali all’Aspromonte, con una maggiore presenza nella fascia costiera tirrenica rispetto a quella adriatica (Apollonio et al.
1988). Nell’ultimo ventennio questo ungulato è andato ulteriormente diffondendosi
(Carnevali et al. 2009), raggiungendo consistenze preoccupanti in molte realtà rurali
del nostro paese, avvicinandosi con maggiore frequenza ai centri abitati e venendo
così annoverato tra i cosiddetti pest, ovvero le specie problematiche per l’uomo.
Se grossi ed evidenti cambiamenti hanno riguardato questo suide dal punto di vista
distributivo, altrettanto importanti ma meno vistose si ritiene siano state le variazioni della sua natura (morfologia, genetica, fisiologia e comportamento).
Studi morfometrici condotti tra la fine del XIX e l’inizio del XX secolo avevano portato
alla descrizione di due sottospecie in Italia: il Sus scrofa meridionalis delle popolazioni insulari di Sardegna e Corsica e il Sus scrofa majori, sopravvissuto nella fascia
tirrenica di Toscana e Lazio (Major 1885, De Beaux e Festa 1927).Quest’ultima è stata in seguito identificata in un ceppo maremmano, caratterizzato da taglia ridotta
rispetto alla sottospecie nominale (S. s. scrofa), cranio più corto (340-385 mm) e da
un’indole schiva. Poco importa che, in seguito, studi craniometrici più approfonditi
come quelli di Groves (1981), Apollonio et al. (1988) e Genov (1999) abbiano invece
attribuito le differenze di taglia ad un cline dimensionale legato alle caratteristiche
climatiche e ambientali. Poco importa che nessuno, a quanto mi risulti, sia mai andato a verificare le eventuali omologie rispetto alle popolazioni sopravvissute in aree
più meridionali. Il mito del “cinghiale maremmano” era ormai nato. Ed ancora oggi
per descrivere la forma originaria che popolava un tempo la penisola, da nord a sud,
si sente parlare di forma maremmana.
Ma cosa è rimasto di questa forma (o più correttamente “ecotipo”) a seguito dei rilasci effettuati in lungo e in largo nel nostro Paese? A giudicare dall’opinione diffusa
tra gli addetti ai lavori e nel mondo venatorio si direbbe ben poco.
Una minaccia globale in un mondo globalizzato
Per gli stessi popolamenti della Maremma, vari autori riferivano di immissioni con
capi provenienti dal centro Europa e con soggetti di allevamento ibridati con il maiale
domestico, avvenute negli anni 1950-1970 (Boschi 1984, Mori 1986, Massei & Genov
1993). Nel Parco naturale della Maremma si giunse addirittura a promuovere un programma di selezione artificiale, finalizzato a favorire il fenotipo autoctono rimuovendo i soggetti che non rispecchiavano morfologicamente lo stereotipo maremmano
(Massei & Genov 1993). In effetti, Masseti (2003) riferisce di reintroduzioni effettuate
un po’ in tutto il territorio toscano con capi provenienti dal centro-est Europa e pare
che, almeno in alcuni casi, questi cinghiali d’importazione fossero stati incrociati
localmente con cinghiali maremmani in cattività (Barsotti e Arcamone 1984). Si aggiunga al problema delle immissioni la possibilità, mai del tutto scomparsa, di locali
incroci con maiali domestici allevati in condizioni brade o semi-brade. Si tratta di
pratiche generalmente legate all’allevamento di razze rustiche (come la cinta senese) che si sono progressivamente ridotte (per lo più a causa di normative più restrittive circa la profilassi dei capi allevati), ma che nei decenni passati potrebbero aver
causato localmente la comparsa di caratteri ibridi nelle popolazioni selvatiche.
È sulla base di queste valutazioni (più che su effettive evidenze scientifiche), che in un
81
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
autorevole report dell’IUCN (International Union
for Conservation of Nature) del 1993 si scriveva
che l’introduzione di cinghiali alloctoni fosse stata
così estesa in Italia che l’unico stock autoctono superstite che potesse considerarsi puro era quello
ospitato nella Tenuta Presidenziale di Castelporziano, vicino Roma (Oliver et al. 1993).
Stando quindi a queste fonti sarebbe assolutamente giustificata la preoccupazione circa l’estinzione o
quantomeno lo “snaturamento” dell’ecotipo autoctono. Ma, oltre agli avvenimenti che possono avere
compromesso la natura del cinghiale nostrano, vi
sono altri elementi che vengono solitamente addotti a supporto di questa impressione collettiva.
Si riferisce in particolare di un incremento medio
della massa corporea dei cinghiali, di una maggiore prolificità delle scrofe, di una sporadica presenza di anomalie nella colorazione del mantello, e di
una maggiore tolleranza della presenza umana.
Ma quali sono le evidenze scientifiche di tutto
questo? E ci sono altre possibili ragioni che potrebbero spiegare questi cambiamenti?
Il più evidente segno di un mescolamento con
ceppi alloctoni e con maiali domestici dovrebbe
essere una “diluizione genetica” della linea indigena. Sfortuna vuole che le analisi genetiche siano divenute uno strumento efficace di indagine a
partire dalla fine degli anni ’80, quando si presume che la situazione del cinghiale nostrano fosse già severamente compromessa. A
partire dai primissimi studi biochimici, basati sull’analisi di varianti enzimatiche, si è
andati quindi alla ricerca di caratteri diagnostici che potessero essere associati alla
forma originaria. Ad esempio il monomorfismo del locus 6PGD veniva considerato
una caratteristica delle popolazioni pure di cinghiale, così come diagnostica appariva
una variante allelica del locus LAP-Rbc riscontrata solo nelle Tenute presidenziali di
Castelporziano e San Rossore (Randi et al. 1989). Tuttavia studi più recenti basati su
sequenze del genoma mitocondriale e nucleare hanno confrontato popolazioni peninsulari con quelle di altre aree geografiche, inserendole in un contesto filogeografico su scala continentale (Eurasia). Il primo elemento di assoluto interesse scientifico è stata la scoperta di una linea mitocondriale (chiamata E2) presente soltanto nel
nostro Paese e molto divergente dall’altra linea mitocondriale comune in tutta Europa (Giuffra et al. 2000, Larson et al. 2005). Oltretutto questa sequenza è stata riscontrata sia in campioni museali di cinghiali maremmani risalenti al XXVIII-XIX secolo,
sia in campioni moderni di varie zone della penisola (Toscana, Lazio e Campania) e
della Sardegna (Larson et al. 2005, Scandura et al. 2008).Viceversa essa è risultata
assente nei maiali domestici, incluse le razze rustiche del nostro Paese (come la
cinta senese o la casertana). Tra i cinghiali, la frequenza di individui E2 era molto
elevata in soltanto due delle popolazioni campionate: quella del Parco regionale della Maremma e quella della Tenuta di Castelporziano. Studi condotti su molecole di
DNA antico estratto da reperti archeologici (Larson et al. 2007) hanno confermato l’e-
Foto di Alessandro
Calabrese
82
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Ambiente della Tenuta
presidenziale di Castelporziano.
(Foto di Alessandro Calabrese).
sclusività per l’Italia di questa linea mitocondriale anche nel passato (unico sito fuori penisola risalente a circa 11.000 anni fa in Croazia)
ma hanno escluso che tali sequenze fossero le
uniche presenti nella popolazione italica. Altri
aplotipi (è così che si chiamano le varianti di
una sequenza), oggi condivisi da altre popolazioni europee, erano già diffusi un tempo nella
nostra penisola. La loro presenza attuale non è
quindi interpretabile come un segno di contaminazione genetica. Lo è invece la presenza di
sequenze di origine asiatica, riconducibili con
ogni probabilità ad un’ibridazione con razze
migliorate di suini domestici, dove l’introgressione di materiale genetico da razze asiatiche
è ampiamente documentata (Scandura et al.
2011). Sequenze asiatiche sono state trovate
in cinghiali del Cilento (Scandura et al. 2008),
dove peraltro segni di ibridazione con maiali
domestici erano già stati segnalati (Caliendo et
al. 2003).
Il DNA mitocondriale è però una molecola trasmessa esclusivamente per via materna, e
pertanto una linea di discendenza autoctona
può rimanere invariata anche in presenza di
incroci con verri di origine diversa. Viceversa
è il DNA nucleare che, venendo coereditato da
entrambi i genitori, risente del mescolamento
genetico tra ceppi di diversa provenienza. Studi condotti su regioni del genoma nucleare (i
microsatelliti) hanno infatti dimostrato l’introgressione genetica avvenuta nei cinghiali della
provincia di Firenze a seguito delle immissioni di cinghiali ungheresi, ed hanno altresì
rivelato limitati segni di contaminazione anche nella popolazione di Castelporziano
(Vernesi et al. 2003). Tuttavia, dal confronto di un campione della popolazione peninsulare con altre popolazioni in tutta Europa è risultato un netto differenziamento dei nostri cinghiali, che mostrano al contempo alti livelli di diversità genetica non ascrivibile
soltanto ad una ibridazione con ceppi di diversa provenienza (Scandura et al. 2008).
In definitiva quindi i dati genetici, se letti in chiave critica, dimostrano che la popolazione peninsulare conserva ancora caratteristiche genetiche peculiari e che queste
sono più pronunciate nelle zone di presenza della presunta sottospecie maremmana
(Maremma grossetana, Castelporziano); inoltre, se da un lato non escludono un’estesa introgressione di geni di provenienza alloctona (anzi in alcune aree sembrano confermarla), dall’altro essi sembrano escludere un massiccio contributo alla diversità
genetica delle popolazioni selvatiche dovuto a eventuali incroci con i suini domestici.
Pur sottolineando come i dati disponibili risultino insufficienti per qualunque tipo
di generalizzazione e come campionamenti estesi ad un numero maggiore di aree
sarebbero auspicabili, gli elementi fin qui emersi sono sufficienti ad insinuare un
dubbio nella granitica convinzione dei più: siamo proprio sicuri che il pool genico
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
della popolazione autoctona sia andato definitivamente perso nel corso dell’ultimo
mezzo secolo di storia?
Se il cinghiale nostrano conserva ancora una buona porzione del proprio DNA originario, come si spiegherebbero allora le variazioni dimensionali e la maggiore prolificità delle popolazioni attuali?
Per cominciare queste due variabili non sono assolutamente indipendenti. È infatti
noto che il numero di feti che una scrofa è in grado di portare a termine della gravidanza cresce all’aumentare del suo peso corporeo (espressione questo dello stato
nutrizionale e dell’età, Pedone et al. 1995). È prevedibile quindi che ad un semplice
miglioramento delle disponibilità trofiche possa accompagnarsi un incremento delle dimensioni medie degli animali ed un conseguente aumento della produttività.
Ma è davvero verosimile uno scenario in cui l’incremento di aree forestali idonee al
cinghiale e conseguentemente delle disponibilità alimentari possa aver favorito un
aumento generalizzato delle dimensioni corporee e del numero di piccoli nati? Se
si prova a valutare come si è modificato il paesaggio dell’entroterra peninsulare nel
corso dell’ultimo secolo (riduzione progressiva delle aree a pascolo e riforestazione
delle aree collinari e montane), si direbbe che le precondizioni perché ciò potesse
avvenire c’erano tutte. In effetti, dopo un minimo toccato negli anni ‘20 la superficie
forestale del nostro Paese è aumentata di oltre 1.800.000 ha, e dal 1949 l’incremento è stato di circa il 22% (ISTAT, www.istat.it). In tale contesto, ha prevalso (con un
aumento del 36%) l’espansione delle fustaie, che nel caso delle latifoglie (tra cui
querce, castagno e faggio) costituiscono una ricca fonte di cibo per i cinghiali.
Se quindi il cinghiale maremmano fosse divenuto lo stereotipo del cinghiale nostrano semplicemente perché è in queste aree (Maremma) che si sono rifugiate per
molti decenni le ultime popolazioni relitte di cinghiale, è ipotizzabile che le caratteristiche di taglia corporea e scarsa prolificità possano essere legate proprio a quegli
ambienti, tipicamente xerici e meno produttivi. Ancora oggi, in Europa, i cinghiali di
minori dimensioni si trovano in aree con queste caratteristiche, come la Sardegna
o alcune regioni della penisola iberica. Potrebbe essere stata quindi la ricolonizzazione di aree a maggiore produttività ambientale (come le foreste appenniniche) a
favorire un maggiore accrescimento ponderale e migliori performance riproduttive.
Non si dimentichi peraltro che le dimensioni corporee dei cinghiali subiscono variazioni anche in conseguenza della pressione venatoria, ed una forte selezione sugli
adulti può indurre una diminuzione media della taglia in un numero relativamente
breve di generazioni (Milkowski e Wojcik 1984). Non è quindi da trascurare il ruolo
che potrebbe aver avuto viceversa un rilassamento della pressione venatoria nella
penisola nel corso dell’ultimo secolo.
Circa il fatto di assumere l’anatomia del cinghiale maremmano a campione di quella
che deve essere stata in passato la struttura corporea della popolazione peninsulare
di cinghiale, occorre anche qui essere prudenti. Come dimostrano approfonditi studi
condotti su reperti storici e preistorici (Albarella et al. 2006, 2009), le dimensioni
corporee del cinghiale hanno subito profondi mutamenti sia nel tempo che nello
spazio. Cinghiali di dimensioni maggiori di quelli presenti all’inizio del XX secolo in
Maremma sono esistiti nella penisola in varie epoche (Albarella et al. 2006, Apollonio
et al. 1988) e ben prima che l’uomo iniziasse a traslocare animali con relativa facilità.
Tuttavia, mentre un raffreddamento del clima in passato può essere stato alla base
di incrementi dimensionali (regola di Bergmann), e più difficile immaginarlo come
causa delle variazioni più recenti.
Anche l’apporto in questo di un’eventuale ibridazione con i maiali domestici è difficile
83
84
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
da sostenere, considerato che le possibilità di incrocio tra le due forme in natura nei
secoli passati erano ben maggiori di quelle attuali (dato il ricorso al pascolo brado) e
verosimilmente maggiori degli attuali incroci effettuati intenzionalmente in cattività.
Per finire, circa l’aumento di fertilità nelle scrofe, occorre constatare che il già citato
Ghigi nel 1917 scriveva a proposito di queste: ‘la scrofa partorisce per solito da 4 a 6
porcellini ed anche più’. Il che non sembra discostarsi molto dal valore medio osservato nelle popolazioni contemporanee dell’Italia centrale (4,9-5,0 Apollonio 2003).
In definitiva, trovare oggi le evidenze della scomparsa di una linea autoctona di cinghiale risulta quanto mai problematico, e certe posizioni (per non dire incrollabili
certezze) andrebbero quanto meno limate sulla base di ragionevoli dubbi che ho qui
cercato di rimarcare.
Con ogni probabilità alla ripresa della popolazione italiana di questo suide ed alle eventuali variazioni anatomiche, fisiologiche e comportamentali, hanno concorso una serie di
fattori, tra i quali non è sicuramente da escludere un afflusso di geni da altre popolazioni.
Ma da qui a dire che i cinghiali che oggi prosperano nelle nostre foreste e che fanno
capolino sempre più di frequente nelle periferie delle nostre città sono totalmente altro
rispetto al fiero animale che popolava un tempo la nostra penisola... beh! ce ne corre.
Bibliografia
• Albarella U., Tagliacozzo A., Dobney K., Rowley-Conwy P. 2006. Pig hunting and husbandry in prehistoric Italy:
a contribution to the domestication debate. Proceedings of the Prehistoric Society 72: 193-227.
• Albarella U., Dobney K., Rowley-Conwy P. 2009. Size and shape of the Eurasian wild boar (Sus scrofa), with a
view to the reconstruction of its Holocene history. Environmental Archaeology 14 (2): 103- 136.
• Apollonio M. 2003. Sus scrofa (Linnaeus 1758). In: Boitani L., Lovari S., Vigna Taglianti A. (Eds.). Fauna d’Italia
- Mammalia III: Carnivora - Artiodactyla. Bologna, Calderini. Pp. 261-273.
• Apollonio M., Randi E., Toso S. 1988. The systematics of the wild boar (Sus scrofa L.) in Italy. Bollettino di
Zoologia 3: 213-221.
• Apollonio M., Ciuti S., Pedrotti L., Banti P. 2010. Ungulates and their management in Italy. In: Apollonio M.,
Andersen R., Putman R. (Eds.) Ungulate Management in Europe in the XXI Century. Cambridge University
Press, Cambridge. 578-604.
• Barsotti G. and Arcamone E. 1984. Il cinghiale nel Livornese. Il cinghiale: un problema o una risorsa? Suvereto
(LI). Pp. 1-6.
• Boschi I. 1984. Improvement of a wild boar population in the Maremma National Park. First results. Symposium International sur le sanglier, Tolouse. Pp. 169-171.
• Caliendo M. P., Rippa D., Scotti D., et al. 2003. Caratterizzazione genetica di alcune popolazioni di cinghiale
(Sus scrofa) dell’Italia meridionale. IV Congresso Italiano di Teriologia. Hystrix, supp. (2003). P. 176.
• Carnevali L., Pedrotti L., Riga F., Toso S. 2009 Banca dati Ungulati: Status, distribuzione, consistenza, gestione
e prelievo venatorio delle popolazioni di Ungulati in Italia. Rapporto 2001-2005. Biologia e Conservazione della
Fauna, 117: 1-168.
• De Beaux O., Festa E. 1927. La ricomparsa del cinghiale nell’Italia settentrionale-occidentale. Memorie Società Italiana di Scienze Naturali e Museo Civico di Storia Naturale di Milano IX(III): 264-324.
• Genov P. V. 1999. A review of the cranial characteristics of the wild boar (Sus scrofa Linnaeus 1758), with systematic conclusions. Mammal Review 29(4): 205-238.
• Ghigi A. 1911. Cinghiale. Ricerche faunistiche e sistematiche sui Mammiferi d’Italia che formano oggetto di
caccia - Natura. Milano. 2: 314-316.
• Ghigi A. 1917. I Mammiferi d’Italia considerati nei loro rapporti con l’agricoltura. Rivista di Scienze Naturali Natura VIII: 125-126.
• Ghigi A. 1950. Ungulati. La vita degli animali. Torino. II: 134-149.
• Giuffra E., Kijas J. M. H., Amarger V., et al. 2000. The origin of the domestic Pig: indipendent domestication and
subsequent introgression. Genetics 154: 1785-1791.
85
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
• Groves C. 1981 Ancestors for the pig: taxonomy and phylogeny of the genus Sus. Department of Prehistory,
Research School of Pacific Studies, Australian Nat. Univ. Technical Bull. N. 3: 1-96.
• Larson G., Dobney K., Albarella U., et al. 2005. Worldwide Phylogeography of Wild Boar Reveals Multiple Centers of Pig Domestication. Science 307: 1618-1621.
Aree protette
• Larson G., Albarella U., Dobney K., et al. 2007. Ancient DNA, pig domestication, and the spread of the Neolithic
into Europe. Proceedings of the National Academy of Sciences 104(39): 15276-15281.
• Major F. 1885. I cinghiali d’Italia - Studi craniologici. Atti Società Toscana di Scienze Naturali, Pisa - Memorie
VI(2): 346-362.
• Massei G. and Genov P. 1993. Variabilità morfologica nel cinghiale maremmano. Supplemento Ricerca Biologica Selvaggina(XXI): 615-617.
• Masseti M. 2003. Cinghiale Sus scrofa L., 1758. Fauna Toscana. Firenze, Arsia - Regione Toscana. Pp. 135-151.
• Milkowski L., Wojcik J. M. 1984. Structure of wild boar harvest in the Bialowieza
• primeval forest. Acta Theriologica, 29 (28): 337-347.
• Monaco A., Carnevali L., Riga F., Toso S. 2007. Il cinghiale sull’arco alpino: status e gestione delle popolazioni.
In: Hauffe H., Crestanello B., Monaco A. (Eds.) Il cinghiale sull’arco alpino: status e gestione. Centro di Ecologia
Alpina, Report N. 38, 5-23.
• Mori L. 1986. Osservazioni e considerazioni preliminari sul popolamento dei cinghiali del Parco Naturale della
Maremma. In: Atti del convegno “Il cinghiale ieri oggi e domani”, Siena, 441-446.
• Oliver W. L. R., Brisbin I. L. and Takahashi S. 1993. The Eurasian wild pig, Sus scrofa. In: Oliver W. L. R. (Ed.).
Pigs, Peccaries and Hippos - Status survey and action plan. IUCN/SSC, Gland, Switzerland.
• Pedone P., Mattioli L., Mattioli S., Siemoni N., Lovari C., Mazzarone V., Giusti R. 1995 Accrescimento corporeo e
produttività di tre popolazioni di cinghiale della Toscana. Ibex - Italian Journal of Mountain Ecology 3: 649-652.
• Randi E., Apollonio M., Toso S. 1989. The systematics of some Italian populations of wild boar (Sus scrofa L.):
a craniometric and electrophoretic analysis. Zeitschrift für Säugetierkunde 54: 40-56.
• Saez-Royuela C., Telleria J. L. 1986. The increased population of the Wild Boar (Sus scrofa L.) in Europe.
Mammal Review 16(2): 97-101.
• Scandura M., Iacolina L., Crestanello B., et al. 2008. Ancient vs. recent processes as factors shaping the genetic variation of the European wild boar: are the effects of the last glaciation still detectable? Molecular Ecology
17(7): 1745-1762.
• Scandura M., Iacolina L., Apollonio M. 2011. Genetic diversity in the European wild boar (Sus scrofa): phylogeography, population structure and wild x domestic hybridization. Mammal Review. 41: 125-137.
• Vernesi C., Crestanello B., Pecchioli E., et al. 2003. The genetic impact of domographic decline and reintroduction in the wild boar (Sus scrofa): a microsatellite analysis. Molecular Ecology 12: 585-595.
Foto di Alessandro Calabrese
86
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
L’erba del vicino è sempre più
verde? Uno sguardo alla gestione
del cinghiale oltre confine
di Lucilla Carnevali Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca ambientale (ISPRA)
Oggi il cinghiale è considerato da molti (agricoltori ed amministratori pubblici in pri­
mis) un vero e proprio flagello: si moltiplicano le notizie giornalistiche in tal senso e
si acuisce sempre più da parte dell’opinione pubblica non solo la percezione negativa
dell’impatto di questa specie sulle attività umane ma addirittura la paura, infondata,
per la propria incolumità fisica.
Ma come si è arrivati a questo punto? Quali sono, se ci sono, i dati scientifici su cui
si basa questa percezione? Qual è la distribuzione, la consistenza e la gestione della
specie nel nostro paese? E quale la situazione nel resto d’Europa?
La situazione nel nostro Paese
In Italia il cinghiale è l’Ungulato più diffuso, sia in termini distributivi che di consistenza. La specie è infatti presente, senza soluzione di continuità, dalla Liguria,
attraverso gli Appennini, sino alla Calabria e in tutta la Sardegna nonché nella porzione alpina e prealpina, con popolazioni importanti e storiche nelle porzioni occidentale (Piemonte e Valle d’Aosta) e orientale (Friuli Venezia-Giulia), confermando
una adattabilità alle condizioni ecologiche più varie, unica tra tutti gli ungulati.
Dopo una fase di drammatica contrazione della distribuzione che, negli anni immediatamente succes­sivi al secondo dopoguerra, aveva portato il suide praticamente
all’estinzione lungo tutta la penisola, dagli anni ’60 ha preso avvio una fase di crescita definibile “esplosiva” per ampiezza e rapidità di occupazione del territorio che non
si è ancor’oggi esaurita.
A determinare questa crescita hanno concorso alcuni dei fattori responsabili dell’incremento del cinghiale anche nel resto d’Europa: oltre che, come ovvio, le caratteristiche intrinseche della specie quali gli elevatissimi tassi di incremento annuo (che
possono superare il 200%), il recupero del bo­sco in zone precedentemente utilizzate per l’agricoltu­ra e la pastorizia, il progressivo abbandono di vaste aree di media
montagna e la conseguente diminuzione della persecuzione diretta. Non meno im­
portante si è rivelata, a partire dagli anni ‘50, la mas­siccia introduzione di cinghiali,
inizialmente operata con soggetti catturati all’estero e, successivamente, con animali prodotti in allevamenti, che si sono andati progressivamente sviluppando in diverse Regioni italia­ne. Tali attività di allevamento ed immissione sono state condotte
in maniera non programmata e senza tener conto dei principi basilari della pianificazione faunistica e della profilassi sanitaria. Inoltre, ai ripopolamenti effettuati dalle
amministrazioni provinciali che continuano ad acquistare direttamente i cinghiali,
si sommano spesso le immissioni abusive registrate da nord a sud dello stivale. A
complicare ulteriormente il quadro contribuiscono talvolta gli Enti gestori delle Aree
protette quando destinano al rilascio in ambiti di caccia gli animali catturati durante
le attività di controllo numerico (Monaco et al., 2010).
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
1 Il modello gestionale di riferimento è quello adattativo che prevede sulla base di conoscenze quanto più puntuali possibili della specie, del territorio, degli impatti sui coltivi..., la formulazione di obiettivi specifici. A questa
deve seguire la calibrazione e l’attuazione di tutte le attività gestionali (caccia, controllo, indennizzo dei danni,
prevenzione dei danni), anche in base al contesto socio-economico di riferimento. Il terzo ed ultimo passaggio
è quello essenziale (e troppo spesso dimenticato) della verifica del raggiungimento o meno di tali obiettivi. Tale
verifica, supportata da un aggiornamento delle conoscenze acquisite, rende possibile la definizione di nuovi
obiettivi o, in caso di mancato raggiungimento, una loro migliore calibrazione (Monaco et al., 2003).
Aree protette
La più recente stima complessiva disponibile delle popolazioni di cinghiali presenti sul
territorio nazionale, largamente ap­prossimata perché basata sui dati relativi al numero
di soggetti abbattuti annualmente (a loro volta spesso incompleti e sottostimati), è di non
meno di 600.000 capi per un prelievo complessivo, sia in caccia che in controllo, di circa
115.000 capi (dati estratti dalla Banca Dati Ungulati dell’ISPRA, Carnevali et al. 2009).
La specie rappresenta la risorsa venatoria di gran lunga più importante tra tutti gli
ungulati presenti in Italia (per esempio i prelievi annuali di capriolo non arrivano a
50.000 unità). Inoltre la rilevanza della caccia al cinghiale non è legata solo a ragioni
di tipo economico (la spesa annua sostenuta per cacciatore di cinghiale è stata stimata in circa 1300 euro – Monaco et al., 2003) ma anche sociali. Il cinghiale è infatti
l’unico fra tutti gli ungulati ad essere tradizionalmente cacciato con il metodo della
“braccata”, una forma di caccia collettiva in cui un certo numero di cacciatori muniti
di cani (“canai”) ha il compito di identificare i covi dei cinghiali presenti in una certa
area (l’area di braccata) e spingerli verso i tiratori della squadra (“poste”) posizionati
in siti di passaggio degli animali lungo il perimetro dell’area di braccata. Questa
forma di prelievo, come detto peculiare della specie, crea un legame particolare tra
i membri di una squadra che trascorrono insieme l’intera giornata di caccia anche
dopo la conclusione dell’azione e non di rado una motivazione importante nello scegliere e continuare ad appartenere ad una squadra di caccia al cinghiale è legata
all’evidente valore della sua dimensione sociale.
Molto rilevante è l’impatto del cinghiale sulle attività antropiche ed in particolare
sull’agricoltura. Nel rapporto ISPRA già citato è stato calcolato che nel 2004 le amministrazioni competenti in merito (regioni e province e ambiti territoriali di caccia) hanno indennizzato per danni alle colture provocate da ungulati poco meno di
9.000.000 di euro di cui il 90% era a carico del cinghiale. Tale cifra rappresenta l’86%
in media del danno effettivamente accertato sul campo: le amministrazioni infatti
non sono tenute a rimborsare completamente il danno e spesso la cifra indennizzata
è inferiore al 100% del danno accertato. Il calcolo è comunque un’approssimazione
per difetto non essendo in alcun modo valutabile l’entità dei danni “sommersi”, ossia
quelli per i quali risarcimenti gli indennizzi non vengono volontariamente richiesti.
Gli strumenti a disposizione degli Enti competenti per tentare di contenere i danni
provocati dal cinghiale, oltre agli abbattimenti durante il periodo della caccia (che in
Italia sono compresi tra ottobre e gennaio di ogni anno), comprendono le attività di
prevenzione tramite soprattutto la messa in opera di recinzioni fisse o elettrificate,
e l’attività cosiddetta di “controllo” della specie. Tale attività, che le amministrazioni
possono programmare di anno in anno a seconda delle necessità ovvero del livello
di danni accertati sul territorio, permette l’abbattimento dei cinghiali durante tutto il
corso dell’anno, anche nelle aree protette, previa formulazione di un apposito piano
(da sottoporre ad approvazione), l’utilizzo di personale appositamente formato e di
tecniche di prelievo selettive. Nell’ambito dell’attività di controllo del cinghiale la
braccata non è consigliabile per la scarsa selettività e il notevole disturbo creato alle
altre componenti faunistiche presenti nell’area di intervento.
Gli Enti gestori faticano però ad applicare un modello gestionale1 efficace che, nel
87
88
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
caso del cinghiale, risulta particolarmente complesso visto anche il forte conflitto
sociale che la presenza della specie crea. Oltre alle caratteristiche intrinseche della
specie che, a differenza di tutti gli altri ungulati, può subire enormi fluttuazioni demografiche da un anno all’altro, gli interessi del mondo venatorio ad avere sempre
più animali sul territorio e gli impatti della specie sulle coltivazioni che scatenano le
proteste del mondo agricolo rendono la programmazione ancora più complicata. Infatti, da una parte il mondo venatorio continua, nonostante la diffusione della specie
e le sue densità, ad immettere animali sul territorio o a foraggiarli per legarli alla
propria area di caccia, d’altra il mondo agricolo persegue irrealisticamente l’idea
che si possa e si debba eliminare completamente l’impatto sulle coltivazioni da parte
del cinghiale, ma più in generale della fauna selvatica.
Uno sguardo fuori dall’Italia
Caccia al cinghiale.
(Fonte: Archivio ISPRA).
E nel resto dell’Europa cosa succede? Quali sono le similitudini e le differenze principali in merito agli argomenti appena trattati? Quali sono le soluzioni adottate?
Come già accennato, gli andamenti in merito alla diffusione della specie negli ultimi
decenni risultano molto simili in molti paesi europei con fenomeni di esplosione
demografica e conseguente rapida ri-colonizzazione delle aree di presenza storica,
registrati a partire dalla seconda parte del secolo scorso in tutta Europa. Attualmente, gli unici Paesi europei in cui la specie è praticamente assente sono i paesi
scandinavi dove il clima e,
soprattutto, la persistenza
di neve al suolo limitano
naturalmente la presenza della specie, l’Olanda
e la Gran Bretagna, dove
la specie è riapparsa negli
anni 90, dopo oltre 200 anni
di assenza, a causa di fughe
dalla cattività (in particolare da allevamenti da carne)
e i 3 nuclei oggi presenti
allo stato selvatico sono tenuti sotto stretto controllo
per impedirne la diffusione.
Nel resto dell’Europa il
cinghiale è ormai ampiamente diffuso per un totale di animali stimati in
tutta Europa di poco inferiore ai 4 milioni di individui (Apollonio et al. 2010). Tale
cifra è assolutamente indicativa, poiché non sono disponibili dati per alcuni paesi
(es. Portogallo e Svizzera) e in molti altri casi (es. Italia, Germania, Austria, Spagna)
i dati sono stati estrapolati sulla base del numero di animali abbattuti e di altri dati
indiretti. L’Italia con i suoi 600.000 capi si colloca subito dietro a Germania e Francia
(in cui sono stimati 1.000.000 di individui) in compagnia di Spagna e Austria ma, considerando i dati di densità, è seconda solo alla Germania con poco meno di 2 capi/
km2. Nonostante l’ampia diffusione, solo in Italia, tra tutti i paesi europei, il cinghiale
è l’Ungulato oggi più numeroso.
In tutti i paesi, l’andamento delle popolazioni risulta in netto incremento ad eccezio-
89
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Stima di
popolazione
Prelievi
Superficie
stato (km2)
Densità
prelievi
Trend delle
popolazioni
60.000*
27.223
83.855
0,32
in aumento
Belgio
21.000
14.370
30.528
0,47
in aumento
Croazia
18.200
9.820
56.594
0,17
sconosciuto
Stato
Austria
Francia
1.000.000*
443.578
674.843
0,66
in aumento
Germania
1.000.000*
476.600
357.021
1,33
in aumento
Italia
600.000*
114.800
301.338
0,38
in aumento
Polonia
173.000
136.000
312.685
0,43
in aumento
-
8.000
92.090
0,09
in aumento
Repubblica ceca
44.000
121.000
78.866
1,53
in aumento
Romania
53.123
10.714
238.391
0,04
in aumento
Portogallo
Slovakia
28.780
22.000
49.035
0,45
in aumento
Spagna
600.000*
161.500
504.030
0,32
in aumento
Svezia
40.000
20.000
449.964
0,04
in aumento
Ungheria
78.143
79.519
93.030
0,85
in calo
* cifre estrapolate dai dati di prelievo
Aree protette
ne dell’Ungheria in cui da pochi anni risulta in calo. In questo caso la specie è considerata un pest (specie nociva) e la consistenza del prelievo della specie in rapporto
alle stime di consistenza risulta molto elevata (Tabella 1).
Analizzando le modalità di monitoraggio delle popolazioni di cinghiale si nota che pochi
paesi, geograficamente concentrati nell’Europa dell’est, raccolgono sistematicamente
dei dati in merito: in Polonia, Romania, Ungheria, Slovakia, Repubblica ceca e nei paesi
baltici sono annualmente stimati il numero di cinghiali presenti sul territorio, principalmente attraverso la tracciatura su neve o l’avvistamento su punti di foraggiamento.
I risultati però sono spesso poco attendibili: in Repubblica ceca per esempio nel 2004
durante i censimenti primaverili furono stimati circa 44.000 animali per un piano di
prelievo stabilito in poco meno di 38.000 capi e un piano realizzato di 120.000 ovvero
doppio quasi il triplo degli animali stimati! La difficoltà nel dotarsi di stime affidabili
sulle popolazioni di cinghiale, in particolare su larga scala, è quindi un problema comune in tutta Europa, tanto che nella maggioranza dei paesi si ricorre semplicemente
al monitoraggio dei capi abbattuti, affiancato in alcuni casi (es. Austria) anche a dati
di tipo indiretto come il numero di animali trovati morti o investiti. Ciò è reso possibile
anche dal fatto che, a differenza di tutte le altre specie di ungulati, in molti paesi per il
cinghiale non sono richiesti specifici piani di prelievo che definiscano a priori il numero
di animali da prelevare per sesso e classe d’età. Da questa base di dati vengono poi
estrapolati, se richiesto o necessario, delle stime di consistenza.
La specie è cacciata in tutta Europa ad eccezione di Norvegia, Olanda, Gran Bretagna
e Irlanda e complessivamente vengono prelevati annualmente circa 1.700.000 capi,
con punte di poco inferiori ai 500.000 individui abbattuti in Germania e Francia. Nelle
altre nazioni le cifre sono decisamente inferiori con poco più di 100.000 capi abbattuti
in Polonia, Repubblica ceca, Italia e Spagna e meno di 100.000 capi nel resto d’Europa.
Non avendo a disposizione l’estensione degli areali di presenza della specie è stata
calcolata una densità di prelievo sulla base dell’intero territorio nazionale (Tabella
1) per dare un’indicazione di quali paesi esercitano la maggiore pressione venatoria
sulla specie. E’ bene precisare che tra i paesi considerati, solo in Belgio e Svezia la
distribuzione del suide è limitata ad una porzione minima del territorio nazionale.
Tabella 1
Stime di consistenza,
prelievi, densità di prelievo
e trend delle popolazioni
di cinghiali nei principali
Paesi europei per cui i dati
risultano disponibili.
90
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
In Germania e Repubblica ceca vengano abbattuti in media più di 1 capo/km2 mentre in tutte le altre nazioni i risultati sono compresi tra lo 0,04 capi/km2 e 0,85 capi/
km2. In questo elenco l’Italia si colloca circa a metà con 0,38 capi/km2.
Per quanto riguarda le tecniche di caccia utilizzate, in tutti i paesi europei ad eccezione della Svezia la tecnica d’elezione per l’abbattimento del cinghiale è la braccata,
in tutte le sue varianti (numero di cani utilizzati, numero di battitori ...). A questa
sono spesso associate altre forme di caccia non collettiva come la caccia da appostamento da punti fissi o lungo percorsi. In quest’ultimo caso, a differenza dell’Italia,
in alcune nazioni (es. Germania, Ungheria, Croazia) è permesso sfruttare punti di
foraggiamento appositamente creati per attirare gli animali.
In merito al periodo di caccia, i mesi autunno-invernali tra ottobre e febbraio sono
dedicati alla caccia in braccata in tutti i paesi europei ma in moltissimi casi (Ungheria, Austria, paesi baltici, Portogallo, Belgio) il prelievo venatorio si protrae per molti
altri mesi arrivando a coprire tutto il corso dell’anno, in particolare nei confronti di
piccoli e giovani animali. Inoltre per tentare di rendere più efficace il prelievo, in diverse nazioni (es. Germania, Polonia, Svezia) è permesso cacciare la specie anche di
notte. In Italia tale possibilità è prevista solo nel caso di prelievo in controllo anche
se di fatto viene praticata solo di rado.
Come ovvio la consistenza e le modalità di prelievo sono influenzate dagli obiettivi
gestionali definiti per le singole specie. In Europa gli obiettivi gestionali per le popolazioni di cinghiale si caratterizzano per una certa variabilità, che riflette fondamentalmente le rilevanti differenze culturali (Putman et al. 2011). La conservazione
della specie in sé non rappresenta mai l’unico obiettivo: a questa si associano, in
un diverso gradiente di importanza a seconda della nazione considerata, il contenimento a livelli accettabili dei danni provocati dalla specie sui coltivi e le foreste ed
il mantenimento della pratica venatoria come attività tradizionale profondamente
radicata nella cultura europea.
In Germania e numerose altre nazioni dell’Europa centrale, il controllo delle popolazioni ha lo scopo di mantenere un livello accettabile di danni ai coltivi e le foreste (dove
spesso la tolleranza è molto bassa). In altre nazioni, tra cui il Belgio, la Finlandia e
la stessa l’Italia, sebbene l’obiettivo a livello nazionale, oltre alla conservazione della
specie, sia quello della riduzione dei danni causati dalla specie, l’applicazione a livello
locale punta spesso più a massimizzare i prelievi venatori piuttosto che minimizzare i
danni. In altre nazioni come Francia, Svezia, Romania, Svizzera, l’obiettivo gestionale
dichiarato è quello di raggiungere un equilibrio (detto agro-silvo-cinegetico) tra interessi puramente conservazionistici e interessi umani di diversa natura. Infine nazioni
quali l’Ungheria, la Spagna, il Portogallo, la Slovacchia fanno esplicito riferimento all’orientamento prettamente venatorio del modello gestionale. Ancora più spinta verso la
componente venatoria la posizione della Polonia il cui obiettivo gestionale è “la conservazione delle specie, della tradizione della caccia e di trofei di caccia di alta qualità”.
Infine in Inghilterra e in Vallonia (Belgio) l’obiettivo dichiarato tende all’eradicazione
di alcune delle popolazioni presenti sul proprio territorio e il controllo sul lungo termine di quelle non più eradicabili.
In tutta Europa si stima ammontino a più di 30 milioni di euro le perdite subite dalle attività agricole e forestali a causa del cinghiale (Apollonio et al., 2010) e il loro
andamento è in continua crescita. Sebbene la riduzione dell’impatto della specie
sulle attività antropiche è considerata (come appena visto) uno dei principali obiettivi
gestionali da parte di molte nazioni, non sono disponibili cifre di sintesi sulle somme
indennizzate annualmente dalle diverse nazioni europee se non in Italia (anche se i
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Quanto è più verde l’erba del vicino?
La gestione del cinghiale si conferma, anche dal confronto con il resto d’Europa,
un’attività particolarmente complessa che non può limitarsi a considerazioni di natura strettamente tecnica né può essere ridotta ad una formula matematica da esportare da un paese ad un altro. I problemi sono certamente più sentiti nelle nazioni in
cui la gestione non è fortemente orientata verso la pratica venatoria e dove le produzioni agricole hanno una maggiore rilevanza sull’economia nazionale. Nella maggioranza di questi paesi, l’obiettivo principale è considerato il contenimento dei danni e
la gestione attuale della specie non sembra possa essere definita di successo.
Sebbene le soluzioni adottate si adattino agli specifici contesti socio-economici, alcune indicazioni gestionali di carattere generale possono essere evinte dall’analisi
critica dei dati a disposizione per le diverse nazioni europee:
Aree protette
dati a livello nazionale non vengono raccolti in maniera sistematica) e Francia (più
di 18 milioni di euro indennizzati nel 2004-2005 per danni da cinghiale), né dati si
sintesi sugli investimenti fatti per le attività di prevenzione dei danni.
Nel caso degli incidenti stradali, i dati sono invece disponibili per più nazioni (per
esempio in Francia, Austria, Svezia, Ungheria) e, come già detto, a volte usati per
monitorare l’andamento delle popolazioni. Su questo tema l’Italia non possiede una
banca dati nazionale.
Una pratica gestionale ancora oggi molta diffusa e che può avere importanti conseguenze sulla demografia della specie è quella del foraggiamento, detto supplementare o dissuasivo a seconda della finalità per cui è adottato. Nelle nazioni europee
di influenza asburgica il foraggiamento supplementare è un’attività tradizionale, attuata durante l’inverno, per compensare la ridotta disponibilità alimentare naturale:
in particolare in Austria, Germania, Polonia è ancora oggi ampiamente diffusa, così
come nei paesi baltici in cui è utilizzato specificatamente nelle aree di caccia per
aumentare le densità mentre in Romania, Slovacchia e Repubblica ceca è addirittura
obbligatoria per legge al fine di contenere la mortalità invernale della specie. Considerate le densità di cinghiale ormai eccessive in molti di questi paesi, in diverse regioni tedesche la pratica è stata proibita e in alcune aree della Polonia e dell’Austria
il foraggiamento viene utilizzato solo come attrattivo per rendere più efficace il prelievo all’aspetto. Negli altri paesi in cui è consentito il foraggiamento (es. Svizzera e
Francia) è utilizzato come una tecnica di prevenzione indiretta dei danni alle coltivazioni (il cosiddetto foraggiamento “dissuasivo”). Per mezzo di questo foraggiamento
si cerca di riproporre agli animali condizioni di elevata produttività del bosco il quale,
offrendo anche protezione, può diventare un habitat frequentato in maniera esclusiva, contribuendo indirettamente al contenimento dei danni sui coltivi. Naturalmente
quest’attività molto “delicata” per non essere controproducente deve essere condotta per brevi periodi concomitanti con la presenza di colture a rischio. In Francia per
esempio è utilizzata tra aprile e ottobre per prevenire i danni ai cereali e tra luglio e
settembre per prevenire i danni ai vigneti. In casi sporadici come in Belgio o in Slovacchia questa pratica viene usata per entrambi i motivi: da una parte la prevenzione
dei danni ai coltivi e dall’altra l’aumento della sopravvivenza e/o produttività della
specie. In Italia la pratica è permessa dalla legge nazionale ma proibita da molte
leggi regionali e il suo utilizzo è legato principalmente alla limitazione dei danni
all’agricoltura ma non è infrequente l’utilizzo (non sempre legale) della pratica da
parte dei cacciatori per aumentare la produttività della specie e “tenere” nei propri
territori di caccia gli animali prima dell’apertura della stagione venatoria.
91
92
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
una raccolta sistematica, standardizzata, regolare e protratta nel tempo di tutti
i dati disponibili in merito alla gestione della specie (dai dati di prelievo a quelli
di monitoraggio, dall’entità dei danni e della prevenzione agli incidenti stradali)
è indispensabile per una corretta ed efficace azione gestionale;
l’analisi dei risultati raggiunti dalle diverse attività gestionali impostate annualmente è essenziale per la valutazione dell’efficacia della strategia gestionale
delineata e la mancanza di questo passaggio finale rende la raccolta dei dati una
pratica sterile;
l’immissione di animali anche in aree in cui il cinghiale non è ancora presente è assolutamente superflua se non del tutto controproducente: le capacità di
espansione naturale così come le capacità riproduttive della specie sono notevoli, non è in alcun modo necessario, soprattutto per ragioni venatorie fornire aiuti
artificiali in tal senso;
nei contesti critici il foraggiamento deve essere evitato: il cinghiale è in grado di
resistere a condizioni ambientali anche particolarmente severe e pertanto l’obiettivo di una corretta gestione deve essere anche quello di far accettare al
mondo venatorio fluttuazioni annuali nei prelievi che seguano le naturali fluttuazioni delle popolazioni. Nel caso del foraggiamento applicato per prevenire
i danni, è un’attività particolarmente difficile da programmare e applicare correttamente che se non adeguatamente programmata può anch’essa portare più
svantaggi che vantaggi;
la definizione e applicazione di modalità di monitoraggio (dirette o indirette)
delle popolazioni su larga scala, che siano attendibili e possano contribuire in
maniera efficace alla programmazione gestionale, rappresenta un problema comune non ancora risolto.
In estrema sintesi, da tutta Europa emerge con chiarezza come la gestione del cinghiale richieda competenza e programmazione e non possa essere fatta in maniera
approssimativa e parziale senza andare incontro a squilibri e conflitti sociali. Insomma, se in Italia si piange … nel resto d’Europa di certo non si ride!
Bibliografia
• Apollonio M., R. Andersen and R. Putman (a cura di) 2010. European Ungulates and their management in the
21st century. Cambridge University Press.
• Carnevali L., F. Riga, L.Pedrotti e S. Toso 2009 Banca Dati Ungulati. Status, distribuzione, consistenza, gestione e prelievo venatorio delle popolazioni di Ungulati in Italia– Rapporto 2001-2005. Biol. Cons. Fauna
117:1-168
• Monaco A., Carnevali L. e S. Toso, 2010. Linee Guida per la Gestione del Cinghiale (Sus scrofa) nelle aree
protette. 2°edizione Quad. Cons. della Natura, 34, Min. Ambiente –ISPRA
• Monaco A., B. Franzetti, L. Pedrotti e S. Toso, 2003. Linee guida per la gestione del cinghiale. Min. Politiche
Agricole e Forestali – Ist. Naz. Fauna Selvatica. p.116
• Putman R., M. Apollonio and R. Andersen (a cura di) 2011. Ungulate Management in Europe
Problems and Practices. Cambridge University Press.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Andrea Gennai
Responsabile del Servizio Pianificazione e Gestione delle Risorse
del Parco nazionale delle Foreste Casentinesi
Quando nel dicembre del 1991 venne approvata la Legge Quadro sulle Aree protette (L. 394/91), molti non si accorsero dell’enormità della sfida che l’Italia decideva
di affrontare con quella importante normativa. Le finalità della legge, così come
esplicitate all’articolo 1, sia per gli aspetti di conservazione della natura che per
quelli relativi alla “integrazione tra uomo e ambiente”, nascondevano al loro interno obiettivi il cui raggiungimento sarebbe stato tutt’altro che scontato. Il lungimirante legislatore aveva inserito tra gli obiettivi delle aree protette non solo la
conservazione di specie ed ecosistemi, ma anche quella dei processi naturali, ben
sapendo che tali processi hanno tra le loro caratteristiche quella di non obbedire
necessariamente alle aspettative umane ed alle regole della civile convivenza.
L’esperienza dei Parchi nazionali storici, specificatamente Abruzzo e Gran Paradiso, era riferita soprattutto a territori ad elevata integrità ambientale e scarsa
presenza umana, dove l’obiettivo prioritario di conservazione riusciva ad emergere
positivamente senza conflitti troppo forti nei confronti della vita delle comunità locali. In quei territori orsi, lupi ma soprattutto cervi, stambecchi e camosci erano liberi di risollevare le proprie sorti, grazie all’attività dei Parchi, senza che i conflitti
con le attività umane andassero oltre alle “normali” e fisiologiche situazioni locali.
Il contingente di nuovi parchi nazionali, nato a seguito o a cavallo della Legge Quadro, e il grande numero delle altre Aree protette regionali e locali hanno portato le
tematiche dell’interazione tra fauna protetta ed attività umane, in contesti socioeconomici obiettivamente diversi oltre che più vasti (si pensi al Parco delle Cinque
Terre ed a quello del Cilento e Vallo di Diano), facendo esplodere le conflittualità
in settori molto più vasti ed anche al di fuori dei confini delle Aree protette stesse.
I Parchi, sotto il profilo sia politico che tecnico, spesso non hanno saputo prevedere, programmare e gestire adeguatamente alcuni di questi aspetti, forse anche
perché lasciati sostanzialmente soli dal governo centrale a gestire tematiche più
grandi di loro, trovandosi poi a dover intervenire in regime d’urgenza e quindi, necessariamente, in modo talvolta inopportuno. Quando, ad esempio, si affrontano
temi di gestione della fauna selvatica nelle aree protette, è evidente che bisogna
farlo secondo un approccio olistico, che tenga conto dei numerosissimi, probabilmente quasi infiniti, aspetti ecosistemici ma anche sociali, politici, economici.
Il Parco nazionale delle Foreste Casentinesi
Tratteremo dunque qui del caso della gestione del cervo nel Parco nazionale delle Foreste Casentinesi senza mai dimenticare, pur nella necessaria sintesi, che
il cervo è parte di un complesso e delicato ecosistema che non può e non deve
Aree protette
La difficile gestione della fauna
selvatica nelle Aree protette:
il cervo del Parco delle Foreste
Casentinesi
93
94
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
essere gestito per settori, compresi quelli socioeconomici, che non siano tra loro in
strettissima connessione.
Alle Foreste Casentinesi il ritorno del cervo, estinto come in tutto l’Appennino, aveva
tutte le premesse per essere caratterizzato da una corretta gestione fin dall’inizio. Il
ritorno fu infatti realizzato dai gestori delle millenarie Foreste Casentinesi (prima la
gestione granducale di Karl Siemon, poi negli anni ’50 del novecento lo stesso Corpo
Forestale dello Stato), che ne assicuravano il mantenimento e che ritennero di doverle risarcire per la mancanza dei grandi ungulati che erano loro stati sottratti. La
foresta tornava ad essere integra, non solo nella sua struttura vegetale ma anche dal
punto di vista faunistico: un’azione, quella di tali uomini, obiettivamente meritoria.
Col senno di poi però l’azione di questi gestori forestali diventa criticabile, e non
poco, per l’assoluta assenza di una previsione degli effetti di tali rilasci faunistici
(assieme al cervo furono rilasciati anche il daino, il muflone e, da parte del mondo
venatorio, anche il cinghiale). All’epoca di questi rilasci, mancò la previsione dell’impatto di tali grandi erbivori sulla compagine forestale o, se questa previsione vi fu,
non venne tradotta in un conseguente cambiamento delle strategie di gestione forestale. Si dette quindi il via all’insediamento di migliaia di ungulati pretendendo, e
qui sta la gravità dell’errore, che le foreste continuassero ad essere gestite secondo
gli schemi produttivistici di sempre, cosa che ovviamente si è dimostrata nel mediolungo periodo assolutamente non possibile.
Nel Parco nazionale delle Foreste Casentinesi la popolazione di cervi ed in minor
misura quella di daini, hanno determinato un crescente impatto sulla rinnovazione
delle abetine pure coetanee, simbolo stesso della tradizione camaldolese di coltivazione della foresta, e sulla rinnovazione dei boschi cedui di quercia. Vi sono aree
in cui tale rinnovazione è seriamente compromessa o addirittura completamente
azzerata. Emerge cioè che la tradizionale coltivazione dell’Abete bianco non è più
praticabile secondo l’antico metodo del taglio raso con rinnovazione artificiale posticipata. Lo stesso dicasi per il taglio dei boschi cedui di proprietà prevalentemente
privata, la cui coltivazione diviene in certe zone sempre più antieconomica. Gli stessi
ungulati hanno poi determinato un certo impatto anche sulle attività agricole, che
nel parco nazionale, all’85 % coperto da foreste, sono molto ridotte ma che nell’area
esterna sono in parte ancora presenti. Tali attività agricole sono fra l’altro piuttosto
colpite soprattutto dal cinghiale e vedono negli impatti provocati dai cervidi la classica goccia che fa traboccare il vaso.
Di fronte a situazioni come questa, comune del resto a molte aree protette nazionali
e regionali, un serio soggetto gestore ed anzitutto il sistema nazionale delle aree
protette, non dovrebbe certamente farsi trovare impreparato, cosa che invece è successa quasi ovunque. Questa assenza di previsione, di azioni e di strategie conseguenti, ha lasciato libero il campo alla reazione più scontata, istintiva ed elementare,
nonché di bassissimo profilo dal punto di vista della governance: “se i cervi provocano
danni alla foresta, la soluzione è quella di eliminare i cervi stessi o ridurli drasticamen­
te”. Questa soluzione appare francamente inaccettabile per contesti, quali le aree
protette italiane ed in particolare i parchi nazionali, che dovrebbero invece far parte
di complesse ed articolate strategie di conservazione di livello nazionale ed internazionale. Si tratta infatti di un approccio nessuno privo di spessore tecnico-scientifico
che trova però spazio persino nei consigli direttivi degli enti parco, in sintonia col
basso profilo delle politiche ambientali degli ultimi anni nel nostro Paese.
Nel Parco nazionale delle Foreste Casentinesi, la situazione vede oggi una popolazione di cervi che ha raggiunto, comprese le aree esterne, circa 4000 esemplari,
95
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
affiancata ad una non quantificata ma comunque cospicua quantità di daini. A prescindere dal loro numero e densità, ciò che più conta sono però i loro impatti attuali
sulle foreste, che come ricordato non sono trascurabili. Di tali cervidi sono infatti
ormai ben noti gli impatti negativi, come detto soprattutto rivolti a certi soprassuoli
forestali, utilizzati come motivazione per le proposte di intervento su tali animali per
ridurne l’entità numerica.
Per quanto scontato, merita comunque di essere ricordato, soprattutto ai molti che
fingono di ignorarlo quando propongono semplicistiche soluzioni, il fondamentale
ruolo ecologico svolto dal cervo in un territorio come quello delle Foreste Casentinesi.
Paradossalmente infatti una delle problematiche ambientali che ha il Parco nazionale è quella della scomparsa, a causa dell’abbandono e della conseguente invasione
della vegetazione forestale, delle poche aree aperte residuali, particolarmente rilevante per importanti specie animali e vegetali ad esse correlate. Il cervo, assieme
agli altri pascolatori anche domestici, fornisce un contributo al rallentamento dell’evoluzione di tali praterie verso il bosco, salvaguardando la biodiversità complessiva
dell’Area protetta.
Importante infine è anche il ruolo del cervo nella catena alimentare, in quanto arricchisce la notevolissima gamma di prede per il lupo, così che questo predatore
mantenga ai bassissimi livelli attuali la sua pressione sul bestiame domestico.
L’economia del cervo
Quelli che invece nessuno sta valutando e tantomeno misurando, sono gli impatti
positivi della presenza di tali ungulati nell’area del Parco nazionale, ovvero in quel
territorio la cui gestione deve tendere anche e soprattutto a che le componenti vegetali e faunistiche si sviluppino nel massimo della loro libertà, dando anche modo alle
Un branco di cerve nel
Parco nazionale delle
Foreste Casentinesi.
(Foto di Andrea Boscherini).
96
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
popolazioni locali di sfruttarne i benefici. Non c’è quindi cosa più normale che in un
parco nazionale gli ungulati si sviluppino e diventino una presenza caratterizzante. È
assolutamente normale anche che questi animali, verificando l’assenza di minacce
da parte dell’uomo, sviluppino nei suoi confronti la stessa familiarità che hanno con
altre specie non predatrici, lasciandosi osservare da sempre più vicino ed in orari
anche diurni. Queste presenze faunistiche così massicce ed appariscenti sono una
delle ricchezze caratterizzanti di un parco nazionale ed è obiettivamente paradossale verificare invece che vengono lette quasi esclusivamente come elementi negativi,
da combattere o nella migliore delle ipotesi da tollerare.
Le Foreste Casentinesi sono, invece, il chiaro esempio di come una popolazione di
cervo esplichi un’azione positiva non solo in termini ambientali ma anche in termini
socioeconomici: i gestori delle molte realtà ricettive (agriturismi, alberghi, rifugi)
ben sanno quale potere attrattivo abbiano i cervi nei confronti dei visitatori, compresi
quelli che, in occasione dell’epoca dei bramiti e dunque in bassa stagione turistica,
visitano il parco attirati dal possente richiamo del maschio di cervo che echeggia in
ogni angolo della foresta. La presenza di questi animali ha dunque sviluppato una
vera e propria “economia del cervo”, trainata soprattutto dall’“economia del bramito”, che contribuisce, assieme ai molti altri fattori attrattivi della “natura del parco”,
a portare benefici diretti in termini economici per tutto il territorio.
Un ente gestore di parco nazionale dovrebbe dunque vedere nella presenza di un
maestoso ungulato come il cervo, uno dei volani per l’economia locale piuttosto che
un problema gestionale risolvibile solo ed esclusivamente con l’intervento venatorio,
più o meno mascherato da ripristino di equilibri ecologici. L’esperienza del censimento del cervo al bramito, organizzata dall’Ente parco da svariati anni con l’approccio partecipativo, così da coinvolgere centinaia di persone di tutte le estrazioni
e di tutte le provenienze, è a questo scopo altamente significativa. Il censimento,
ovvero una delle normali azioni di gestione faunistica del parco, è diventato momento educativo, partecipativo, promozionale ed economico, attirando persone da
tutta Italia che vengono al Parco per vivere, in due o tre suggestive notti trascorse in
meravigliosi angoli di foresta, il fascino del cervo, scoprendo in tale occasione tutto
il territorio che lo ospita e stabilendo con esso dei legami di particolare robustezza.
La riduzione numerica
Nel Parco nazionale delle Foreste Casentinesi i cervi vengono catturati vivi per essere trasferiti ad altre aree protette nelle quali vi sono in corso progetti di reintroduzione. Si tratta di attività che coinvolgono direttamente le aziende agricole che,
subendo i danni provocati dai cervi stessi, affiancano l’Ente Parco nella realizzazione
delle catture stesse, determinano una partecipazione attiva di tali aziende alla risoluzione dei loro problemi. Anche questo aspetto è risultato un enorme punto di
forza, creando un legame fortissimo tra le aziende agroforestali e l’Ente Parco, che
affrontano congiuntamente il problema alla ricerca della migliore soluzione. Alle
catture partecipano attivamente studenti, ricercatori ed appassionati, che da questa
esperienza traggono conoscenze, professionalità, esperienze di vita e passione per
il territorio e le attività del Parco nazionale.
La facilità di avvistamento degli ungulati che sempre più caratterizza le nostre aree
protette, alle Foreste Casentinesi così come al Parco d’Abruzzo, costituisce un valore
culturale ma anche un vero e proprio valore economico, che deve essere quantificato, valorizzato ed utilizzato anche comparativamente nel conteggio dei costi e dei
benefici della presenza dell’ungulato nell’area protetta. In questo senso appaiono
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
davvero prive di ogni ponderazione tecnica, scientifica ed economica le proposte di
intervento “armato” nei confronti di tali presenze faunistiche, perché in questo modo
il tentativo di ricomporre uno squilibrio economico (i danni dei cervi alla foresta ed
all’agricoltura) si ripercuoterebbe negativamente su altri aspetti economicamente
assai rilevanti, come le attività turistiche nell’area protetta. Sparare ai cervi in un
parco significa come minimo far diventare i branchi superstiti di tali animali estremamente diffidenti e di difficilissima osservabilità. Significa cioè presentare al visitatore
– che nei parchi cerca legittimamente qualcosa di speciale, serenità e contatto anche
spirituale con la natura – un territorio ostile, troppo simile a quello esterno al parco
e per questo assolutamente non più attraente. Se proprio si valutasse la necessità,
al netto di quanto più avanti proposto, di un controllo numerico della popolazione,
certamente dovrebbero essere utilizzati metodi di minore impatto, quali le catture
degli animali vivi tramite appositi recinti, che non incidono sul comportamento degli
animali e preservano dunque i valori turistici della fauna dell’area protetta.
In un Paese come l’Italia appare del resto davvero singolare che per cercare di aiutare i redditi agricoli nelle Aree protette si determinasse una riduzione di quelli del
comparto turistico, settore sul quale i Parchi poggiano buona parte delle proprie ragioni di esistenza e nel quale possono e devono scommettere per un loro necessario
ed urgente rilancio. Un parco che non lavori in questa direzione, rischia di perdere
la sua stessa identità agli occhi del fruitore medio, che giustamente identifica nel
cartello di confine dell’area protetta un confine anche mentale, talvolta spirituale,
certamente gestionale.
Un approccio serio, di fronte al problema dell’impatto dei cervi sugli ecosistemi
agroforestali nell’area protetta, dovrebbe invece quantomeno individuare le seguenti
priorità:
valorizzazione dei benefici ecosistemici legati alla presenza dei cervi e loro valutazione anche in termini economici, relativamente all’azione di miglioramento
degli equilibri naturali su vasta scala;
quantificazione dei benefici, direttamente economici, prodotti dalla presenza dei
cervi, soprattutto in termini di impatto positivo sulle attività turistiche nell’area
protetta e sulla loro destagionalizzazione;
valorizzazione delle potenzialità economiche correlate alle attività stesse di gestione della specie faunistica. Nel Parco delle Foreste Casentinesi sono diventate economicamente rilevanti le attività, organizzate direttamente dall’ente gestore, di censimento e monitoraggio della specie, nonché le stesse catture dei cervi
per la loro traslocazione in zone di reintroduzione, che vedono coinvolti non solo
studenti e ricercatori ma anche semplici appassionati, residenti, fotografi amatori o professionisti eccetera, la cui permanenza nell’area protetta innesca un
circolo virtuoso di conoscenza e frequentazione del parco dalle caratteristiche
economiche affatto irrilevanti;
valutazione delle modifiche apportabili ai modelli di gestione forestale ed agricola, affinché sia incrementata la capacità di convivenza tra le varie componenti. In
questo senso la graduale trasformazione dei boschi di origine artificiale (quali le
abetine pure coetaneiformi, i cedui semplici o matricinati, i soprassuoli artificiali
e puri di conifere alloctone, ecc.) in boschi a maggiore naturalità (boschi misti e
disetaneiformi, gestiti e governati secondo modelli adattativi) potrà certamente
ridurre fortemente i conflitti, rendendo le superfici forestali meno soggette ai
danni da ungulati;
impostazione di sistemi di redistribuzione dei benefici economici derivanti dalla
97
98
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
presenza del cervo, compensando con una parte di tali risorse quelle attività che
invece risultano subire esclusivamente danni. Se il parco fosse in grado, con
un serio ed ambizioso progetto, di convertire alcune aziende agroforestali verso
attività miste che sappiano anche beneficiare, ad esempio attraverso attività di
turismo rurale ed ambientale da loro stesse svolte, della presenza dei grandi
ungulati, si tratterebbe probabilmente di uno dei più significativi successi nel
panorama della gestione delle Aree protette del Paese.
Gli obiettivi operativi
Un cervo giovane.
(Foto di Michele Riffaldi).
Difendere le attività agroforestali introducendo forme di controllo effettuate sparando ai cervi nelle aree protette diventa, alla luce di quanto sopra accennato, una
scelta assolutamente impraticabile ed ingiustificabile, sotto tutti i punti di vista. I
parchi italiani devono invece spingere ancora di più nella difesa e valorizzazione delle
loro peculiarità, perché solo una marcata caratterizzazione in questo senso li rende
veramente rispondenti alle loro finalità e soprattutto attraenti verso quelle categorie
di fruitori che possono determinare il rilancio socioeconomico di queste aree, più di
quanto possa fare l’assistenzialismo statale e quello correlato alle politiche agricole
comunitarie.
I Parchi nazionali, assieme alle altre categorie di aree protette, sono territori speciali in cui il Paese tutto, a partire dagli
amministratori degli enti di gestione, deve trovare la forza e la lucidità di attivare forme gestionali anche
innovative, coraggiose, i cui risultati
appaiano anche nel medio-lungo periodo. Per fare questo servono assolutamente linee guida nazionali,
sviluppate ed emanate dal Ministero
dell’ambiente e della tutela del territorio e del mare, da tempo fortemente e colpevolmente latitante su queste
tematiche e che invece dovrà necessariamente accollarsi questa importante responsabilità.
Il cervo diventa dunque, sia a livello
di aree protette che nell’ambito della
gestione faunistica su tutti i restanti
territori, un banco di prova straordinario, nel quale gli esperti del settore, i gestori tecnici e i decision makers
potranno dimostrare di saper trasformare un problema in un’opportunità.
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
di Gisella Monterosso*, Roberto Sinibaldi** e Alessandra Somaschini***
* Tecnico naturalista del Parco regionale di Veio
** Dirigente del Parco regionale Valle del Treja
*** Direttore del Parco regionale di Veio
Introduzione
Il cinghiale rappresenta, senza dubbio, una delle specie
italiane su cui si concentra maggiormente la discussione in merito alla gestione della fauna selvatica (Monaco
et al., 2010; Ferri 1998, Massei & Toso, 1993). La storia
recente di questa specie, condizionata dall’introduzione
nel territorio italiano di popolazioni non autoctone per
fini venatori, la sua grande prolificità e versatilità, l’aumento di densità e conseguentemente dell’entità dei
danni provocati all’agricoltura e alla biodiversità, il suo
potenziale ruolo di preda dei carnivori e l’interesse venatorio, sono solo alcuni degli aspetti che determinano un
conflitto di interessi a livello sociale che rende difficile e
controversa la pianificazione della sua gestione. Il tutto
è poi accompagnato dalle difficoltà economiche e tecniche connesse alla stima quantitativa delle popolazioni.
Chi ha avuto modo di lavorare o collaborare con il mondo
dei Parchi italiani, entrando in contatto con la popolazione residente avrà certamente colto quanto sia sentito
questo problema.
Infatti, se nel territorio non protetto i danni provocati dai cinghiali sono in parte compensati dall’attività venatoria, all’interno dei Parchi, dove la caccia è vietata, si punta
sempre il dito sugli enti di gestione che, in quanto custodi e protettori della biodiversità, rappresentano il facile bersaglio per chi subisce i danni o per chi è minacciato
dalla presenza di questa specie.
L’impatto provocato dalla presenza del cinghiale diventa ancor più difficile da gestire
in quei parchi dove i grandi predatori sono assenti e dove, grazie alla prolificità e
versatilità di questa specie, che ben si adatta alla presenza antropica, la coesistenza
con l’uomo provoca un inasprimento del conflitto sociale.
D’altra parte, se il compito dell’Ente Parco è quello di tutelare la biodiversità nel suo
complesso, diventa essenziale riuscire a capire se, e in quale entità, un aumento
della densità del cinghiale possa provocare alterazioni a carico della biodiversità che
determinino a lungo termine un depauperamento di quest’ultima. I dati di letteratura affrontano il problema dell’impatto di questa specie sulle biocenosi in relazione
all’alterazione della composizione delle comunità vegetali, alla riduzione dell’abbondanza di singole specie, all’alterazione della chimica del suolo, della pedofauna
e dei cicli biogeochimici (Massei & Genov, 2004; Bratton et al. 1982; Filippi & Luiselli,
Aree protette
Il cinghiale nel Parco regionale
di Veio. La gestione dei danni e
le strategie di prevenzione
99
100
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
2002; Mortellitti & Boitani 2011). Quanto poi queste alterazioni possano portare, nel
tempo, ad una semplificazione delle biocenosi e delle reti trofiche, e come conseguenza ad una più generale instabilità e difficoltà di resilienza dei sistemi, ad oggi
non è ancora stato dimostrato.
L’unica certezza è che nel territorio italiano, dove la gestione della fauna viene spesso effettuata in ambiti variamente antropizzati, i danni che i cinghiali provocano al
contesto socioeconomico dell’area protetta, hanno un peso decisivo nel determinare
l’effettiva consistenza della popolazione sopportabile dal sistema.
Il caso del Parco regionale di Veio
Proprio in qualità di parco periurbano, che si estende ai margini della città di Roma,
il Parco Regionale di Veio rappresenta una situazione tipo per affrontare il problema
del cinghiale in un contesto densamente popolato e dove comunque esistono ancora
ambiti di grande valore ambientale, paesaggistico e archeologico.
Con i suoi 15.000 ettari il parco si estende tra le consolari Cassia e Flaminia, dal limite più settentrionale dell’abitato romano (Municipio XX di Roma) lungo un gradiente
dove la decrescente antropizzazione è speculare a condizioni di maggiore naturalità.
Il Parco ospita un Sito di Importanza Comunitaria nelle Valli del Sorbo dove si riscontrano valori di biodiversità comparabili con analoghi contesti avulsi dall’urbanizzazione (Somaschini & Monterosso, 2008).
La diffusione del cinghiale all’interno del Parco è favorita dalla particolare morfologia del territorio dell’Agro Veientano, caratterizzato da forre, scavate dall’erosione
dei fiumi, che incidono i pianori tufacei occupati da coltivazioni e allevamenti estensivi. Le forre, prevalentemente boscate, vengono utilizzate dalla specie come siti di ricovero e fungono da corridoi ecologici per gli spostamenti. La compenetrazione delle
forre con le aree agricole, costituisce la condizione ambientale ideale per il cinghiale
che, pertanto, ha la possibilità di spostarsi facilmente dai luoghi di alimentazione ai
rifugi e penetrare nel contesto urbano.
Un ulteriore elemento che ha un impatto importate, sia a livello sociale che economico, è la diffusa rete stradale presente all’interno del Parco che rende più probabile
il verificarsi di sinistri. A questo proposito la normativa regionale (Legge Regione
Lazio n° 1 del 13 Febbraio 2009 “Disposizioni urgenti in materia di agricoltura”) ha
attribuito agli Enti Parco il compito di risarcire i danni a cose o persone provocati dalla fauna selvatica all’interno dell’area protetta. L’obbligo di garanzia che l’Ente Parco
sembrerebbe acquisire nei confronti di chiunque transiti o risieda nel suo territorio
rispetto alla fauna selvatica, viene meno qualora il Parco adotti una serie di sistemi
di prevenzione volti a esplicitare la situazione di rischio ai conducenti in transito e a
ridurre, pertanto, la possibilità di collisione (parere Ufficio centrale legale e contenzioso della Direzione regionale Ambiente Lazio del 5 dicembre 2011)
Così, la grande varietà di contesti in uno stesso parco genera problematiche di rilievo
per la conservazione degli equilibri ecologici e per l’integrazione tra uomo e ambiente naturale. Il cinghiale determina, infatti, impatti di diversa natura in funzione
degli ambienti frequentati che possono essere aree naturali (danni alle biocenosi),
contesti agricoli (danni alle colture) o contesti antropizzati (situazioni di allerta per la
presenza della specie in zone residenziali, sinistri stradali).
Per affrontare il problema nella sua complessità, l’Ente ha intrapreso un tipo di gestione adattativa individuando obiettivi specifici da raggiungere e monitorando gli
effetti ottenuti, attraverso le azioni messe in campo.
Gli strumenti di gestione sono di diversa natura e comprendono, oltre alle indagini
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
La creazione di un archivio di dati
In attuazione della Legge regionale n° 29 del 6 ottobre 1997 (art. 34) dal 1999 ad oggi,
l’Ente Parco ha proceduto all’indennizzo dei danni provocati dalla fauna selvatica alle
produzioni agricole, spendendo quasi 300.000 euro.
Con il fine di monitorare la spesa pubblica, a partire dal 1999, i dati relativi ai danni
provocati dal cinghiale e da altre specie selvatiche alle produzioni agricole sono stati
registrati ed archiviati in un data-base che raccoglie tutte le informazioni relative
a ciascun episodio registrato: localizzazione con GPS, tipo di colture danneggiate,
estensione della Superficie agricola danneggiata (SAD), causa del danno, importo
stimato del danno, importo effettivamente liquidato nel rispetto del regolamento
approvato dall’Ente con Deliberazione del Consiglio Direttivo dell’Ente, n. 27 del 3
aprile 2001 e ss.mm.ii. In questo modo, l’Ente si è dotato di uno strumento in grado
di fornire un quadro dell’evoluzione del fenomeno nel tempo e nello spazio. I dati elaborati costituiscono lo strumento di base per individuare le corrette scelte gestionali.
Con l’obiettivo di ridurre gli importi indennizzati e, nell’ottica di promuovere le azioni
di prevenzione del danno, a partire dal 2004, l’Ente Parco ha avviato la concessione
in comodato d’uso gratuito di recinzioni elettrificate agli agricoltori che ne facevano
richiesta, creando nel tempo un archivio anche su questo aspetto.
Per quanto riguarda, invece, il verificarsi di incidenti stradali, con i dati in possesso
dell’Ente e quelli forniti dalle stazioni locali della Polizia municipale e dei Carabinieri, è stato costruito un archivio nel quale vengono registrati i sinistri provocati dalla
fauna selvatica all’interno del territorio del Parco e nella fascia di confine; tali dati
risultano particolarmente utili per individuare i tratti di strada a maggior rischio,
lungo i quali mettere in campo i sistemi di prevenzione indicati a livello regionale
(D.G.R. Lazio n. 406 del 9 settembre 2011).
Infine, l’Ente Parco, per approfondire le conoscenze sulla biodiversità presente nel
Parco, e in particolare sulla popolazione di cinghiali, ed individuare, così, una corretta strategia di gestione, ha avviato una serie di indagini in collaborazione con l’Università della Tuscia, l’Agenzia regionale Parchi (ARP), l’Istituto Zooprofilattico Sperimentale di Lazio e Toscana ed alcuni esperti di settore.
In particolare, con il fine di rilevare gli atteggiamenti della popolazione residente e
dei gruppi di interesse (agricoltori, cacciatori, allevatori, ambientalisti) nei confronti del cinghiale, nonché le loro preferenze rispetto alle modalità di gestione della
specie, nel corso del 2007 l’Ente Parco, in collaborazione con l’Istituto di Ecologia
Applicata di Roma (IEA), ha realizzato uno studio di Human Dimension (Rulli e Savini,
2008).
Per quanto riguarda l’impatto del cinghiale sulla biodiversità del Parco, l’attività di
scavo (rooting) potrebbe in particolare provocare impatti sulle specie vegetali dotate
Aree protette
conoscitive e al monitoraggio, anche la creazione di archivi informatizzati per la gestione degli indennizzi, le azioni di prevenzione dei danni e la stesura di un piano di
controllo.
Le azioni avviate, rispettano la normativa vigente nel Lazio: Legge regionale n° 29
del 6 ottobre 1997 (art. 34) istitutiva del sistema dei Parchi del Lazio, Delibera di
Giunta regionale n° 320 del 6 giugno 2006 “Direttiva per l’individuazione dei criteri di
attuazione dei prelievi faunistici ed abbattimenti selettivi necessari per ricomporre
squilibri ecologici all’interno delle Aree protette della Regione Lazio ai sensi della
L.R. 29/1997”, e sono in accordo con le Linee guida per la gestione del cinghiale (Sus
scrofa) nelle Aree protette (Monaco et al., 2010).
101
102
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Figura 1
Andamento temporale
dei fondi stanziati
dall’Ente per i sistemi
di prevenzione e per
l’indennizzo dei danni
da cinghiale in relazione
al numero di episodi di
danno alle colture. Anni
1999- 2010.
di organi sotterranei (bulbose), che nel Parco sono rappresentate anche da alcune
specie rare, minacciate o comunque di buon valore floristico come Colchicum neapo­
litanum, Crocus suaveolens, Galanthus nivalis, Lilium bulbiferum e Orchis provincialis
(Lucchese & Di Domenico, 2008).
Una recente indagine sullo stato di conservazione delle comunità di anfibi e rettili
nel territorio del Parco di Veio (Filippi & Luiselli, 2008) nonostante abbia messo in
evidenza delle generali condizioni di degrado, ha evidenziato la presenza di specie di
interesse naturalistico e conservazionistico come la Salamandrina dagli occhiali (Sa­
lamandrina perspicillata) e la Testuggine di Herman (Testudo hermanni). In particolare, per quest’ultima, è stata segnalata la presenza di una popolazione senescente,
con dominanza di individui con più di 16 anni e nell’ambito della quale sarebbe interessante valutare l’incidenza dell’impatto del cinghiale sulla mortalità degli individui
più giovani. Infine, impatti negativi possono essere evidenziati anche sulle specie di
uccelli che nidificano a terra. Tale fenomeno potrebbe interessare anche specie a
priorità di conservazione che nidificano nel Parco (De Sanctis et al., 2008) come il
Fanello (Carduelis cannabina), la Cappellaccia (Galerida cristata), l’Allodola (Alauda
arvensis) e la Quaglia (Coturnix coturnix).
Interpretazione dei dati e strategie di prevenzione
Negli ultimi tre anni (2008-2010) l’Ente Parco ha liquidato circa 48.000 euro all’anno
per indennizzare i danni e per finanziare i sistemi di prevenzione degli stessi (Fig. 1).
Tale importo corrisponde a più del 25% del bilancio ordinario dell’Ente Parco che,
negli ultimi tre anni, ha subito decurtazioni annuali del 25%, rendendo pertanto tale
spesa difficile da sostenere.
L’analisi della distribuzione dei danni provocati all’agricoltura (Fig. 2) ha consentito
di individuare gli “appezzamenti a maggiore rischio” per i quali possono essere pianificate specifiche azioni di prevenzione che contemplino interventi sinergici (recinzioni elettrificate, piano di controllo numerico).
Le coltivazioni più colpite, per il numero di eventi di danno registrati e gli indennizzi pecuniari erogati, sono quelle a carattere estensivo come gli erbai e le colture
103
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
cerealicole (Fig.3 ). Tali colture rappresentano
un’importante risorsa economica del territorio e costituiscono uno dei principali elementi
caratteristici del paesaggio dell’Agro Veientano che il Parco ha il compito di tutelare e conservare. Ciononostante, a causa della notevole
estensione, risultano difficili da difendere attraverso i tradizionali sistemi di prevenzione.
Ad oggi, con la concessione in comodato d’uso
di recinzioni elettriche, sono stati ottenuti ottimi risultati nella protezione dei fondi di dimensioni contenute (inferiori a 3 ettari) ed è in corso di sperimentazione la protezione di fondi più
estesi che, in base ai dati elaborati per l’anno
2010, sta dando buoni risultati.
Per quanto concerne la prevenzione dei sinistri stradali l’Ente Parco ha sollecitato gli Enti
competenti la gestione delle strade a provvedere con urgenza all’installazione della necessaria segnaletica di avvertimento del “pericolo
attraversamento fauna selvatica” lungo i tratti
di strada più a rischio. Ad oggi, la segnaletica
è stata posizionata in gran parte delle strade
provinciali che attraversano il Parco.
L’Ente Parco, di concerto con gli Enti gestori
delle strade, intende inoltre realizzare un accordo finalizzato a mettere in atto una serie di
interventi e soluzioni utili alla prevenzione dei
sinistri. Tali interventi potrebbero comprendere:
completamento della segnaletica di pericolo fauna selvatica vagante;
realizzazione di recinzioni a protezione dei
tratti di strada più a rischio posizionate in
modo tale da far convergere la fauna nei
tratti con maggiore visibilità. Questi ultimi
dovranno essere opportunamente segnalati anche attraverso l’utilizzo di sensori in
grado di avvisare della presenza di animali
in carreggiata;
utilizzo di dissuasori ottici da applicare ai
paracarri stradali in grado di riflettere la
luce dei veicoli lungo i bordi della carreggiata abbagliando e bloccando momentaneamente l’animale mentre si appresta ad attraversare.
I risultati ottenuti dallo studio di Human Dimension hanno mostrato che la popolazione residente è divisa a metà tra coloro che ritengono complessivamente
positiva la presenza del cinghiale e coloro che la percepiscono negativamente.
Atteggiamenti particolarmente negativi sono emersi tra gli agricoltori ed in una
percentuale piuttosto rilevante (38%) tra gli abitanti che considerano questa spe-
Figura 2
Localizzazione dei danni
all’agricoltura provocati dai
cinghiali nel territorio del
Parco classificati in base
alla Superficie Agricola
Danneggiata (SAD). Anni
1999-2009.
104
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
Figura 3
Composizione delle
colture danneggiate.
Anni 1999-2010.
cie un pericolo per l’uomo. Il “fattore danno” è risultato determinante nell’influenzare l’atteggiamento negativo nei confronti della specie e nel far prevalere un orientamento volto alla riduzione della popolazione di cinghiali presente nel territorio.
Recentemente, la crescente frequentazione di aree residenziali da parte dei cinghiali
(zona di Roma interna al Grande Raccordo Anulare, zona residenziale “Le Rughe”
nel Comune di Formello) ha fatto emergere una notevole preoccupazione, non solo
da parte degli agricoltori, ma anche della popolazione residente. In diverse situazioni sono stati riscontrati numerosi segni di presenza della specie (attività di rooting) in
prossimità della soglia di abitazioni private. Ciò fa supporre che il cinghiale sia divenuto sempre più confidente con l’uomo ed esperto nello sfruttare le risorse trofiche
presenti nei giardini ed in aree a verde privato. Si può pertanto ritenere che il livello
di potenziale rischio stia progressivamente aumentando.
In base alle segnalazioni pervenute dai cittadini è stata costruita una mappa delle
zone a rischio per la pubblica incolumità da utilizzare nella pianificazione delle azioni di prevenzione (Fig. 4).
Il Piano di controllo
L’analisi dei fattori precedentemente esaminati ha reso necessaria la stesura di un
“Piano per la programmazione di interventi di controllo numerico del cinghiale nel
Parco di Veio” che ha recentemente acquisito il parere favorevole della Regione Lazio
e dell’ISPRA (ex INFS).
Il piano, redatto in applicazione della D.G.R. n° 320 del 6 giugno 2006 ed in accordo
con le Linee guida per la gestione del cinghiale (Sus scrofa) nelle Aree protette (Monaco et al., 2010), adotta un iter logico-decisionale esplicito, ripetibile e basato su
elementi oggettivi.
105
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Aree protette
Per dare attuazione al Piano di controllo l’Ente, di concerto con le ASL competenti sul territorio, sta elaborando un percorso operativo
dalla cattura alla macellazione dei capi che
consenta di favorire l’imprenditoria locale attraverso la commercializzazione delle carni
con il marchio regionale “Natura in Campo”.
Questo percorso, tuttora in itinere, ha permesso di rilevare una difficoltà di gestione dei capi
catturati che, a causa di un vuoto normativo,
non risultano né inquadrabili come fauna domestica di allevamento, né come selvaggina
di allevamento, né come cacciagione. La non
appartenenza ad un allevamento riconosciuto
ed autorizzato a livello provinciale, determina
l’impossibilità di trasporto dei capi vivi al mattatoio ed imporrebbe, invece, la macellazione
ed eviscerazione in situ. Questa pratica, però,
rappresenta un obiettivo ostacolo per l’Ente
Parco per un duplice motivo: da un lato la difficoltà etica di affrontare questo processo in
situazioni ad elevata urbanizzazione; dall’altro
la necessità di dover tutelare l’ambiente da
possibili sorgenti di inquinamento. Ad oggi, il
problema non è ancora risolto.
Nel complesso, comunque, attraverso il Piano
per la programmazione di interventi di controllo numerico del cinghiale, l’Ente si pone
l’obiettivo di ridurre il conflitto sociale attraverso il raggiungimento di alcuni risultati specifici e quantificabili:
riduzione dei danni in agricoltura quantificabile in:
numero domande di indennizzo/anno
<10
importi indennizzi/anno<30.000 euro/
anno
superficie agricola danneggiata (S.A.D)
<30 ha
riduzione delle situazioni di rischio per la pubblica incolumità a isolate segnalazioni;
riduzione del numero dei sinistri stradali a 1-2 sinistri/anno.
Il raggiungimento di tali risultati sarà possibile attraverso una azione sinergica di
tutti gli strumenti di prevenzione messi in campo dall’Ente.
In base all’estensione dell’area interessata, alla concentrazione dei segni di presenza della specie sul territorio (danni, avvistamenti, attività di rooting) ed alle problematiche da risolvere nei diversi contesti di intervento il Piano stabilisce nell’anno
un massimo di 260 ed un minimo di 120 capi da catturare e/o abbattere. La densità
di prelievo, rapportata all’estensione dell’intera area protetta (150 km² circa), ri-
Figura 4
Distribuzione delle
situazioni di rischio per
la pubblica incolumità e
localizzazione dei sinistri
stradali.
106
l a fa u n a p r o b l e m at i c a
Aree protette
sulta di poco superiore ad 1 individuo/km². Tale
dato è in linea con i valori di densità di prelievo
dei cinghiali in regime di controllo effettuati in
altre Aree protette.
Gli interventi del piano si concentreranno in
quattro aree principali, che sono state individuate in base all’analisi della distribuzione
geografica dei dati relativi agli impatti prodotti
dal cinghiale nel territorio: danni all’agricoltura, situazioni di rischio per la pubblica incolumità, sinistri stradali (Fig.5).
In tutte le situazioni in cui risulta applicabile,
sarà preferita la tecnica della cattura con gabbie e chiusini mobili che oltre a garantire uno
scarso impatto sulle zoocenosi, risulta anche
efficiente e di facile applicazione. Tale tecnica,
infatti, seleziona gli individui più giovani della
popolazione e le femmine, ossia le classi sulle
quali risulta prioritario agire per controllare la
dinamica di una popolazione.
In una sola area di difficile accesso e dove il
posizionamento delle gabbie ed il loro controllo è piuttosto complicato, il piano prevede abbattimenti con arma da fuoco. Gli abbattimenti
verranno svolti mediante tiro da appostamento
fisso o con la tecnica della girata e saranno effettuati dai coadiutori al piano di controllo con
la supervisione del personale dell’Area protetta.
Conclusioni
Figura 5
Localizzazione delle aree
di intervento previste
dal Piano di controllo
numerico del cinghiale.
Come indicato nelle linee guida nazionali per
la gestione del cinghiale (Monaco et. al., 2003)
il monitoraggio costante della distribuzione
geografica e dell’entità degli impatti provocati
dalla specie sul territorio costituisce un elemento essenziale nella strategia di gestione
finalizzata alla riduzione del conflitto. La conoscenza accurata del fenomeno consente infatti
di effettuare interventi mirati di prevenzione.
La costruzione di un archivio di dati relativo
alle diverse azioni messe in campo dall’Ente,
ha permesso di osservare e quantificare nel
tempo gli impatti provocati dalla presenza della specie.
Il consolidarsi della presenza del cinghiale nel territorio del Parco ha determinato
un acuirsi del conflitto con le attività agricole tradizionali e con la popolazione residente che percepisce un aumento delle condizioni di rischio, al punto tale da rendere
necessaria la pianificazione di un’azione di controllo della popolazione.
Tutte le iniziative per la prevenzione dei danni finora messe in campo dall’Ente sono
state pubblicizzate presso la popolazione residente ed i fruitori del Parco attraver-
G a z z e t ta A m b i e n t e n 1 // 2 0 1 2
Bibliografia
• BRATTON S.P., HARMON M.E., WHITE P.S. (1982) Patterns of European wild boar rooting in the western Great
Smocky Mountains National Park. Castanea, 47; pp:230-242.
• DE SANCTIS E., SORACE A., CECERE J.C., SAVO E. (2008) - Il monitoraggio dell’avifauna del Parco Naturale
Regionale di Veio. In Atti del Convegno La biodiversità del Parco di Veio a 10 anni dalla sua istituzione (19982008). I risultati degli studi e delle ricerche. Parco di Veio, venerdì 14 novembre 2008; pp: 68-73.
• FERRI M. (1998) – Il Cinghiale: calamità o risorsa? Provincia di Modena. Quaderni di Gestione Faunistica, 2;
pp: 48.
• FILIPPI E., LUISELLI L.M. (2008) – Monitoraggio di Testudo hermanni e Salamandrina perspicillata nel Parco
Regionale di Veio. Relazione Tecnica. Parco Regionale di Veio; pp: 44.
• FILIPPI E., LUISELLI L.M. (2002) - Negative effect of the wild boar (Sus scrofa) on the populations of snakes at
a protected montainous forest in central Italy. Ecologia Mediterranea, 28; pp. 93-98.
• LUCCHESE F., DI DOMENICO F.(2008) - Le emergenze floristiche del Parco di Veio. Analisi dei parametri
popolazionali ed ambientali ai fini della loro conservazione. Relazione tecnica. Università degli Studi Roma
Tre – Parco di Veio Tre; pp: 139.
• MASSEI G., GENOV P.V. (2004) – The environmental impact of Wild Boar. Galemyis n. 16 (n° especial); pp:
135-145.
• MASSEI G., TOSO S. (1993) – Biologia e gestione del Cinghiale. Ist. Naz. Fauna Selvatica. Documenti Tecnici,
5; pp: 71.
• MONACO A., CARNEVALI L., TOSO S. (2010) - Linee guida per la gestione del cinghiale (Sus scrofa) nelle aree
protette. 2° Edizione Quad. Cons. Natura, 34, Ministero dell’Ambiente. ISPRA; pp:119.
• MONACO A., FRANZETTI B., PEDROTTI L., TOSO S. (2003) - Linee guida per la gestione del Cinghiale. Min.
Politiche Agricole e Forestali – Ist. Naz. Fauna Selvatica, pp. 116.
• MORTELLITTI A., BOITANI L. (2011) - Effetti del Cinghiale (Sus scrofa L.) sulla Biodiversità: impostazione ed
avviamento di protocolli di monitoraggio pluriennali. Relazione metodologica. Sapienza Università di Roma;
pp: 31.
• RONCHI B., SERRANI F. (2002) - Studio per la definizione di linee di gestione della popolazione di cinghiali
nel territorio del Parco Naturale di Veio. Dipartimento di Produzioni Animali, Università della Tuscia. Viterbo.
• RULLI M., SAVINI S. ( 2008) - Linee guida per la gestione del cinghiale nel Parco Regionale di Veio. Relazione
finale. Istituto di Ecologia Applicata (IEA), Roma; pp.56.
• RULLI M., SAVINI S (2008) - Studio di Human Dimension per la gestione del cinghiale nel Parco Regionale di
Veio. Relazione finale. Istituto di Ecologia Applicata (IEA), Roma; pp:38.
• SOMASCHINI A., MONTEROSSO G. (2008) – La biodiversità del Parco di Veio a 10 anni dalla sua istituzione. I
risultati degli studi e delle ricerche. 1998-2008. Atti del Convegno, Parco di Veio, Venerdì 14 novembre 2008.
Edizione Parco Regionale di Veio: pp: 95.
Aree protette
so la diffusione di un opuscolo informativo presentato in occasione di un convegno
organizzato sul tema lo scorso 25 ottobre 2011. Tale strumento ha lo scopo di innalzare il livello della WAC (Wildlife Acceptance Capacity) per la costruzione di una più
armonica convivenza tra attività antropiche e fauna selvatica.
Con l’attuazione del piano, il costante aggiornamento delle conoscenze degli impatti
prodotti dal cinghiale sul territorio, consentirà la verifica dell’effettivo raggiungimento degli obiettivi. Nell’ottica di una gestione adattativa, l’analisi critica dei risultati
permetterà la definizione di nuovi obiettivi, oppure, nel caso in cui questi non siano
stati raggiunti, alla ricalibrazione della strategia e degli strumenti finora adottati.
107