avocetta - CISO-COI

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avocetta - CISO-COI

AVOCETTA
Journal of Ornithology founded by Sergio Frugis
CISO
ISSN 0404-4266
Centro Italiano Studi Ornitologici
Volume 35 - N. 1/2 - 2011
Avocetta 35: 3-12 (2011)
Le comparse dell’aquila di Bonelli Aquila fasciata
in Italia nord-occidentale:
eventi eccezionali o normale erratismo?
GIANFRANCO ALESSANDRIA1, GIOVANNI BOANO2
1
2
Corso Caio Plinio 70, 10127 Torino, [email protected]
Museo Civico di Storia Naturale - Via San Francesco di Sales 188, 10022 Carmagnola (TO)
In memoria del Conte Alberto Ferrero La Marmora che per
primo illustrò dettagliatamente questa specie.
Abstract
Aquila fasciata
-
-
INTRODUZIONE
Accipitriformes
Aquila fasciata
et al.
-
-
et al.
et al.
-
et al.
et al.
et al.
et al.
-
et al.
© 2011 CISO - Centro Italiano Studi Ornitologici
3
Alessandria e Boano
et al.
et al.
et al
-
-
-
RISULTATI
METODI
-
-
-
Figura 1
Historical distribution of the records Before 1950 the data are grouped by 100 and 50 years periods, after for decades.
4
Le comparse dell’Aquila di Bonelli in Italia nord-occidentale
Tabella 1
Montly subGen
Feb
Mar
Apr
Mag
Giu
Lug
Ago
Set
Ott
Nov
Dic
s.d.
0
2
3
2
4
0
1
1
13
6
4
1
5
Imm
Tot
-
... presa il 15 settembre
1897 a Rovegno (Bobbio) sui monti oltre padani, che vidi
gli Oddi...
et al.
Segnalazioni antecedenti al 1950
-
-
-
colto
-
... Nello scorso anno (16 agosto 1891)
cacciando nei monti presso Traversella un’aquila che, per
le dimensioni e proporzioni mi è sembrata appartenere a
questa specie, mi è passata a breve distanza”.
-
di avere avuto dei giovani di questa specie presi in Val di
Magra
giovani
non
vidui erranti sono sempre giovani nell’abito caratteristico
-
... più facile averlo dalla Liguria e dalla Toscana...
-
-
-
Le vendeur m’assura que de ces oiseaux
5
Alessandria e Boano
?
Figura 2
ap of distribution and phenology chart
en furent trouvés deux individus dans un bois très-épais
dans la province du Mugello, mais qu’il ne fut possible
-
et al.
-
Segnalazioni successive al 1949
-
in litt.
-
6
-
-
et al.
et al.
-
-
DISCUSSIONE
-
-
in litt.
2006,
et al.
et
al.
in litt.
-
et al.
-
et al.
-
-
-
-
-
-
-
et al.
et al.
7
Alessandria e Boano
-
-
-
Ringraziamenti
Aquila fasciata
-
-
-
-
-
-
BIBLIOGRAFIA
Hieraaetus fasciatus
-
-
8
Falco Bonelli
-
Aquila fasciata
Hieraaetus fasciatus,
-
-
-
-
Aquila fasciata.
2006.
-
-
-
Aquila fasciata
-
-
Toni Mingozzi
9
Alessandria e Boano
Appendice 1
cords in North Italy and Tuscany from 1861 to 2010.
Anno
Giorno,
mese
Località e provincia Regione N, età,
sesso
List of the Bonelli’s eagle reDocumentazione
Materiale
esaminato
et al
et al.
et al.
et al.
et al.
et al.
et al.
et al.
et al.
et al.
et al.
continua
10
Anno
Giorno,
mese
sesso
Documentazione
Materiale
esaminato
et al.
.
et al.
Uncertain or erroneous observations.
Anno
Giorno,
mese
sesso
Documentazione
Materiale
esaminato
obs
obs.
obs
11
Alessandria e Boano
Observations not included in the above list (changes in
national borders or uncertain locality).
Anno
Giorno,
mese
Località
Nazione
N, età,
sesso
Documentazione
Materiale
esaminato
in litt.
NOTE
et al
in litt
et al.
in litt.
in litt
Aquila chrysaetos
vidi un’aquila che per proporzioni e dimensioni mi parve…
Buteo/Pernis
A. fasciata.
-
12
Avocetta 35: 13-17 (2011)
A comparison of two methods for monitoring migrating
broad-winged Raptors approaching a long water crossing
MICHELE PANUCCIO¹,², MARCO GUSTIN³, GIUSEPPE BOGLIANI¹
¹ Università di Pavia, Dipartimento di Scienze della Terra e dell’Ambiente - Via Ferrata 1, 27100 Pavia (Italy)
([email protected])
² MEDRAPTORS (Mediterranean Raptor Migration Network) - Via Mario Fioretti 18, 00152 Rome (Italy)
³ LIPU (Lega Italiana Protezione Uccelli) - Via Trento 49, 43122 Parma (Italy)
Abstract
October 2007. Raptors concentrate at this site before crossing the Channel of Sicily en route to Africa (130 km). We used and compared
two different census methods in order to limit the problem of double-counting of migrating raptors. A total of 510 and 299 individuals
rence), the second one consists in considering the maximum number of raptors observed together for each observation day (maximumdaily-count). Raptors observed were almost juveniles and immatures (inexperienced individuals). For short-toed snake eagle Circaetus
gallicus, booted eagle Aquila pennata
Buteo buteo
ditions affected observed numbers of these species at the site, although they did so similarly for both methods. Results show that, at Marettimo, it is not possible to make an accurate count of inexperienced broad-winged raptors approaching the long water crossing. For this
reason we suggest to consider as an activity index the daily count of the maximum number of birds of the same species observed together
INTRODUCTION
During migration Accipitriformes mostly use soaring
water and to reduce energetic costs (Kerlinger 1989). The
wing morphology of raptors plays a role in the evolution of
migration strategies; in particular, species with relatively
broad wings (low aspect ratio) are less suited to undertake
the crossing of large bodies of water while the same, heavticular Kerlinger (1989) proposed the aspect ratio [(Wing
Span)2/(Wing Area)] as one of the most important morphologic features explaining water crossing tendency of
raptors, while other authors highlighted the weight differ2007, Pennycuik 2008). As a result, large soaring raptors
in small numbers during spring and autumn migration in
Central Mediterranean. Observations of broad-winged
inexperienced and/or young individuals (Agostini 2005,
Agostini and Malara 1997, Agostini et al. 2000, 2004a,
2004b, 2005).
ence its decision of whether or not to attempt a crossing:
the morphology, the distribution of landmarks and leading lines, the length of the water crossing, the physiologiand previous experiences; moreover, weather conditions
strongly affect water crossing behaviour (Kerlinger 1985,
1989, Agostini et al. 1994, 2002, 2003, 2005, Agostini
and Duchi 1994, Agostini and Panuccio 2003a, 2003b,
Klaassen et al. 2010, Meyer et al. 2000, 2003, Panuccio
2005, 2011, Thorup et al. 2003). Thus, it is not surprising that at some sites, accurately counting migrating rapin such cases Accipitriformes sometimes interrupt migration, disappear from view and pass again through the study
and split up when faced with a water crossing and someet al
13
Panuccio et al.
ontory), were previously considered unsuitable for counting migrating raptors (Agostini 2005, Agostini et al. 1994,
Agostini and Duchi 1994, Agostini and Panuccio 2003a,
2003b, Panuccio 2005, Panuccio et al. 2004, Premuda et
al. 2008).
N
MC
the Channel of Sicily between the island of Marettimo and
of migrating raptors are regularly observed during autumn
(Agostini et al
August and the end of September large numbers of black
kites Milvus migrans
Pernis apivorus and
marsh harriers Circus aeruginosus are observed. Later in
the season, a smaller number of raptors, mostly juvenile
short-toed snake eagles Circaetus gallicus are recorded
(Agostini et al. 2004a, 2005).
The aim of this paper is to verify whether it is possible
to make an accurate count of large soaring raptors migrating through the island of Marettimo en route to Africa, and
to compare two different methods for doing so.
CP
M
Sicily
CB
Tunisia
STUDY AREA AND METHODS
The island of Marettimo (Fig. 1) is located 30 Km off
(Tunisia). Observations were made from the 3rd to the 15th
October 2007 using a single watch point located along the
main ridge of the island at an elevation of 500 m above sea
level. Two observers with binoculars and telescopes were
employed. Observations were made from 9:00 (solar time)
until dusk.
Two different methods were used to count raptors.
et al
et al. 2007) and hereafter called “all-occurrence”: it consists in counting raptors
when they passed over the watch point; in order to avoid
counting them again, birds were followed with binoculars
opposite direction of the presumed optimal migration were
et al. 2000, Panuccio
2005).
The second method, hereafter called “maximum-dailycount”, consists to count the maximum number of individboth cases, we noted whether any individual birds could be
ing at the site were counted only if they were not observed
the following morning.
14
150 km
Figure 1
Peninsula, CP = Circeo Promontory, MC = Mount Conero).
We tested the hypothesis that local weather conditions
affect the count of migrating raptors. We considered the
different results with the two census methods: the shorttoed snake eagle, the booted eagle Aquila pennata and the
Buteo buteo
el (GLM) with negative binomial distribution was applied
using as independent factors: i) wind direction, ii) wind
speed (km/h), iii) temperature (°C), iv) air pressure (mbar)
and v) humidity (%) to explain variation in daily counts
of each species. These variables were obtained from the
meteorological station of the Trapani Airport every day at
13.20. Wind direction was divided into two categories according to the most common winds in the study period:
northerly and southerly winds. The GLM was repeated
with the results of both census techniques. A Spearman
test was run to avoid collinearity between the 5 variables;
air pressure was excluded from the analysis since it correlates with wind direction (Rho=-0.63; P<0.05). We veri-
A comparison of two methods for monitoring migrating broad-winged Raptors
Table 1. Numbers of raptors counted by two census methods.
ALL-OCCURRENCE
MAXIMUM-DAILY-COUNT
Short-toed snake eagle Circaetus gallicus
210
123
Aquila pennata
44
23
10
6
1
1
SPECIES
Lesser spotted eagle Aquila pomarina
Aquila fasciata
1
1
Buteo buteo
144
53
Pernis apivorus
11
10
33
32
51
44
2
2
Pallid harrier Circus macrourus
1
1
Circus pygargus/macrourus
2
2
510
299
Egyptian vulture Neophron percnopterus
Milvus migrans
Marsh harrier Circus aeruginosus
Circus cyaneus
TOTAL
RESULTS AND DISCUSSION
During the entire survey, we counted 510 raptors with the
“all-occurrence” method and 299 with the “maximum-daily count” method, for a total of 12 species (Tab. 1). For
comparisons involving more than 10 birds, the differences
-
-
served undertaking the water crossing toward Africa in only three cases.
enced the number of individuals recorded, to a similar extent for both census techniques (Tab. 2). Wind speed in
the case of short-toed snake eagle and booted eagle and
creasing wind speeds numbers of short-toed snake eagles
and booted eagles decreased, while with southerly winds
recorded. These results are expected, since raptors tend
to avoid water crossings when wind conditions require
an extra amount of energy consumption, as such as when
strong winds or headwinds are blowing (Meyer et al. 2000,
2003, Panuccio 2011, Panuccio et al.
numbers were also positively correlated with temperatures; however, since temperature decreased as the days
passed (Rho=-0.72; P<0.01), we suggest that this correlation could be related to the migration timing of the two
daily counts similarly for both methods probably because
raptors do not reach the island of Marettimo with unfavourable wind conditions, as in these cases they do not undertake the short water crossing between Sicily and Marettimo (approx. 30 km).
Previous studies which were carried out at the same
site showed that other species of Accipitriformes, such as
Neophron
percnopterus and marsh harriers were more likely to undertake the water crossing en route to Africa (Agostini
et al. 2000, Agostini et al. 2004b, Ceccolini et al. 2009,
those species pass over the Central Mediterranean area
and the island of Marettimo. On the other hand, short-toed
cross the central Mediterranean, preferring to use alternaet
al
mann et al. 2005). Additional support for the above hypothesis comes from an analysis of the age classes of birds
observed in the present study, which were mostly young,
inexperienced individuals (Tab. 3).
This study shows that at the island of Marettimo it is
better do not use the same census method for all species of
migrating raptors. Since an accurate count of raptors mi15
Panuccio et al.
Table 2. Results of the GLM investigating the relationship between daily count numbers (dependent variable) and weather variables. The
Short- toed snake eagle
Explanatory Term
Estimate
S.E.
Z value
Wind direction
Wind speed
Temperature
1.0
-0.1
-0.7
-0.07
1.0
-0.1
-0.7
-0.07
1.2
-0.1
-0.3
-0.04
1.2
-0.1
-0.3
-0.04
1.8
-0.02
-0.9
-0.03
1.8
-0.03
-0.9
-0.03
0.7
0.04
0.2
0.04
0.7
0.04
0.2
0.04
0.7
0.05
0.2
0.04
0.7
0.05
0.2
0.03
0.8
0.04
0.3
0.04
0.8
0.04
0.3
0.03
1.41
-2.7
-3.0
-1.8
1.4
-2.8
-3.1
-1.8
1.9
-2.5
-1.2
-1.2
1.8
-2.5
-1.1
-1.2
2.4
-0.6
-3.6
-0.8
2.4
-0.6
-3.6
-0.8
All occurrence
Maximum daily count
All occurrence
Wind direction
Wind speed
Temperature
Wind direction
Wind speed
Temperature
Maximum daily count
All occurrence
Wind direction
Wind speed
Temperature
Wind direction
Wind speed
Temperature
Maximum daily count
Wind direction
Wind speed
Temperature
P (>|z|)
<0.01*
<0.01*
<0.01*
<0.01*
<0.05*
<0.05*
<0.05*
<0.01*
<0.05*
<0.01*
Table 3. Percentage of adults and juveniles/immatures observed at the site.
Species
Short-toed snake eagle
Lesser spotted eagle
Marsh harrier
Adult (%)
Juveniles/immatures (%)
Sample size
4.2
12.5
0
15.1
0
7.1
42
95.8
87.5
100
84.9
100
92.9
58
95
8
6
33
9
28
31
grating through Marettimo is unrealistic, we suggest that
broad-winged raptors should be “counted” by considering
the maximum number of individuals of the same species
observed at the same time on each day. Since recent studibility between different individuals and years (Mellone et
al. 2011, Vardanis et al. 2011), we cannot exclude that the
the data. For this reason, this method should be seen more
16
as an “activity index rather than an actual estimate of the
numbers of individuals passing through
et al.
2007) the island of Marettimo, mainly considering that an
accurate count is not possible in the case of inexperienced
broad-winged raptors approaching a long water crossing.
Acknowledgements – This study has been made on behalf of the
A comparison of two methods for monitoring migrating broad-winged Raptors
We would like to thank MEDRAPTORS (www.raptormigration.
org), a network of ornithologists and birdwatchers involved in the
research and the protection of migrating birds of prey through spe-
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Pernis apivorus
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tion: compensation for wind drift in migrating raptors is age
dependent. Proceedings Royal Society London (Suppl.) 270:
8-11.
ters, doi:10.1098/rsbl.2010.1180.
Associate Editor: G. Tellini Florenzano
17
Avocetta 35: 19-22 (2011)
Analisi dei fattori di disturbo nelle aree di alimentazione
del chiurlo maggiore Numenius arquata in un sito di
svernamento dell’Italia centrale
MARCO TROTTA
Via di Santa Felicola 99, 00134 Roma ([email protected])
Abstract – From 1997-2001, I investigated the effect of disturbance factors on feeding behaviour of the curlew Numenius arquata in a
coastal region of Lazio (Pontine Lakes). Recreational activities (mainly mountain biking, birdwatching and hiking) and predators were
the main causes of disturbance. Shooting, right beside the protected area where the curlews fed, was also a cause of an escape response.
and leaving the feeding sites for other distant areas were also the reactions of birds foraging in areas beside roads when hikers, cyclists
or birdwatchers passed close by. To prevent all these disturbance effects on the feeding activity of curlews, good conservation practices
bed foraging within a protected area.
INTRODUZIONE
Il chiurlo maggiore Numenius arquata è una specie migratrice e svernante regolare in Italia (Brichetti e Massa 1998), nel 1996 è stato anche accertato il primo caso
1999). Nel Lazio le concentrazioni maggiori di individui
in inverno si osservano nei laghi costieri del Parco Nazionale del Circeo (Biondi et al. 1999, Baccetti et al. 2002).
Il chiurlo maggiore è una delle specie che in quest’area
ha tratto maggiore giovamento dalla protezione dei laghi
e dei pascoli intorno ad essi avvenuta nel 1975. Dai pochi
et al. 1993); dopo questo considerevole incremento, l’andamento delle presenze ha mostrato negli anni successivi
un aumento di circa il 50% (Corbi, 1996, Trotta, 2001). I
pascoli che circondano i laghi pontini, in virtù della loro
estensione e del regime di protezione a cui sono soggetti,
potrebbero probabilmente ospitare un numero maggiore di
individui. In Italia infatti, le aree di alimentazione e di riposo del chiurlo maggiore in inverno sono circoscritte ad
ambiti protetti ove la specie non è disturbata dall’attività
venatoria (Spagnesi e Serra 2003). Uno dei fattori più ri© 2011 CISO - Centro Italiano Studi Ornitologici
levanti che può limitare le presenze in un’area adeguata a
soddisfare le esigenze ecologiche di una specie, è il regime
di disturbi operante in essa (Meltofte 1986, Smitt e Visser
1993, Perco 2005). In questo lavoro, vengono descritti gli
elementi di disturbo a cui sono soggette le aree di alimentazione utilizzate dal chiurlo maggiore durante il periodo
invernale. Osservando il comportamento della specie in risposta ai diversi elementi di disturbo, vengono inoltre proposti alcuni interventi per eliminare o mitigare quelli di
AREA DI STUDIO E METODI
I Laghi Pontini (Fogliano, Monaci, Caprolace e Sabaudia)
sono situati all’interno del Parco Nazionale del Circeo in
un’area litoranea della provincia di Latina, i quattro bacini costieri sono in comunicazione con il mare attraverso
alcuni canali che assicurano il ricambio idrico. Intorno ai
laghi, principalmente lungo le sponde occidentali del lago
di Fogliano e in quelle meridionali del lago dei Monaci,
insistono estesi pascoli caratterizzati da piante erbacee perenni con presenza di varie specie dei generi Juncus, Carex, Cyperus, Scirpus e Salicornia. I pascoli sono destina19
Trotta
ti prevalentemente all’allevamento delle bufale allo stato
mente piovose, sono soggetti ad allagamenti parziali che si
prolungano spesso per alcuni mesi. Nel corso di un’indagine sulle strategie di foraggiamento del chiurlo maggiore
in periodo invernale (Trotta 2008), sono stati raccolti dati
per quattro anni (1997-2001) sulle cause di disturbo nelle aree di alimentazione. Osservazioni settimanali a parti-
5,3%
15,3%
7,6%
14,5%
3,8%
Predatori
chiurlo maggiore nell’area in esame. Sulla scorta di queste informazioni sono stati scelti 14 punti di osservazione
che hanno consentito di controllare le aree di alimentazione, tutte situate in ambiente di pascolo. I punti sono stati
visitati in successione percorrendo settimanalmente in automobile un tragitto di 34 Km., i rilevamenti sono iniziati
due ore dopo l’alba e sono terminati due ore prima del tramonto. Il periodo di sosta in ogni punto è stato di 30 minuti, in questo lasso di tempo sono state registrate tutte le
mento del chiurlo maggiore in risposta ad esse. Quando a
causa del disturbo la specie ha lasciato l’area di foraggiamento e non l’ha rioccupata entro 15 minuti l’azione è stace è tornata in un tempo inferiore ai 15 minuti l’azione è
dei dati raccolti, sono riportati i risultati dei conteggi della specie effettuati nel mese di gennaio, dal 1997 al 2006,
dell’acqua causate dall’esondazione del lago di Fogliano.
L’area, utilizzata come dormitorio dai chiurli che frequentano le zone umide del Parco Nazionale del Circeo, è costituita da un substrato limoso di circa 0,9 ettari diviso dalla
duna litoranea da una stretta fascia di giuncheto.
RISULTATI
Durante i quattro anni d’indagine sono state registrate 131
situazioni di disturbo, oltre la metà sono state causate, in
ordine d’importanza relativa, dai predatori e dalle attività
del tempo libero (escursionismo, birdwatching e ciclismo
fuoristrada) (Fig. 1). Il disturbo provocato indirettamente dall’attività venatoria ha inciso per il 14.5% mentre le
avuto una rilevanza minore (meno del 10% in entrambi i
casi). La reazione del chiurlo maggiore al disturbo nelle
aree di alimentazione si è tradotta in due tipi di azione,
pochi minuti. Quando l’origine del disturbo è stata antro-
20
24,4%
29,0%
Senza motivo
Velivoli ultraleggeri
Caccia indiretta
Figura 1. Percentuale di casi in cui ciascuna fonte di disturbo ha
causato l’allontanamento dei chiurli in alimentazione – Percentage of cases in which each source of disturbance caused the desertion of the feeding areas by curlews.
foraggiamento nel 79.4% dei casi, quando invece le cause
che) la percentuale di abbandono è stata decisamente infe2
= 21.98; df = 1, correzione di Yates, P < 0.01). La minaccia più frequente portata dai predatori è rappresentata
dal falco di palude Circus aeruginosus, raro il disturbo arrecato dal falco pellegrino Falco peregrinus, trascurabile
quello dell’albanella reale Circus cyaneus.
DISCUSSIONE
I rapaci rappresentano uno dei principali pericoli per i limicoli presenti in inverno lungo le fasce costiere (Buchanan
et al.
et
al. 2008). Nelle zone umide del Parco Nazionale del Circeo il falco di palude è il rapace più abbondante durante il periodo invernale, nella stagione 1997-98 sono stati
vato un solo attacco diretto al chiurlo maggiore, il volo in
caccia dei falchi di palude costringe la specie ad assumere
una posizione di allerta e in alcuni casi a lasciare il sito di
foraggiamento; nel 76.3% dei casi l’area è stata comunque
rioccupata dopo il passaggio del rapace (Tab. 1). Il disturbo arrecato dalle attività del tempo libero è stato elevato,
sia per il numero di situazioni osservate, sia per la risposta
del chiurlo maggiore ad esse, la specie ha infatti rioccupato l’area solo nel 28.1% dei casi. Particolarmente grave la
ciente i pascoli che costeggiano il lago di Fogliano, dove la
Analisi dei fattori di disturbo nelle aree di alimentazione del Chiurlo maggiore
Tabella 1. Percentuale di casi di abbandono e rioccupazione delle aree di alimentazione per ogni fonte di disturbo – Percentage of reoccupation and desertion cases in the feeding areas due to different sources of disturbance.
Cause di disturbo
Predatori
Velivoli ultraleggeri
Caccia indiretta
Senza motivo
rioccupazione (%)
abbandono (%)
eventi di disturbo (n)
28,1
76,3
0,0
10,5
20,0
85,0
85,0
71,9
23,7
100,0
89,5
80,0
15,0
15,0
32
38
5
19
10
20
7
sosta di persone, ciclisti e birdwatcher, costringe il chiurlo maggiore ad alimentarsi a distanze elevate dalla strada
sfruttando così solo parzialmente l’area di foraggiamento.
Sebbene non sia tra le principali cause di disturbo anche la
caccia, per quanto in modo indiretto, ha un impatto negativo sulla specie. Il rumore degli spari che provengono dalle
infatti, causare l’abbandono del sito di alimentazione, che
è stato rioccupato solo nel 10.5% dei casi. Inoltre, per gli
individui che si alimentano fuori dall’area protetta, l’attività venatoria condiziona anche il rientro al dormitorio
obbligando la specie a percorrere distanze più lunghe con
un maggiore dispendio energetico (Trotta 2002). In uno
studio sul ruolo della caccia nel declino delle popolazioni fenno-scandinave del chiurlo maggiore, Meltofte (1986)
ipotizza che l’aumento della distanza tra il roost e le aree
di alimentazione possa indurre la specie ad abbandonare i
riconducibili ad azioni di allontanamento di un individuo
dalla sua zona di foraggiamento e occupazione della stessa
area da parte dell’invasore (area-copying), pur essendo poco frequenti, hanno determinato in molti casi l’abbandono
te inoltre numerose situazioni in cui il chiurlo maggiore si
è allontanato senza alcun motivo apparente (15.3%). Questo comportamento, registrato sempre quando la specie si
alimentava in gruppo, è stato osservato anche nel Wadden
Sea negli stormi di piovanello maggiore Calidris canutus
che durante la giornata erano stati sottoposti a situazioni
prolungate di disturbo (Koolhaas et al. 1992). Nell’85.0%
dei casi, i chiurli sono tornati dopo ampi voli circolari ad
occupare la zona di foraggiamento. Sebbene sia poco frequente, il passaggio di aerei ultraleggeri e deltaplani a moscana e in diverse zone umide europee, il sorvolo a bassa
quota e l’andatura lenta di questi velivoli generano un elevato grado di allarme negli uccelli (Scoccianti e Tinarel-
li 1999, Robinson e Pollitt 2002, Komenda-Zehnder et al.
2003). Nel Wadden Sea gli aerei ultraleggeri sono considerati la fonte di disturbo più grande (Smitt e Visser 1993).
Dopo il consistente aumento avvenuto nei venti anni successivi alla protezione (1975) dei laghi Pontini e dei pascoli intorno ad essi, il confronto delle presenze nei due quinquenni 1997-2001 e 2002-2006 mostra una sostanziale stabilità (Tab. 2). I dati a disposizione non sono comunque
nelle aree di alimentazione e l’andamento delle presenze
distanza di circa dieci anni dai dati raccolti nella presente
indagine, il grado di disturbo a cui sono soggette le aree di
alimentazione è rimasto pressoché invariato; estremamente critica è invece la situazione che si registra presso il roost, dove il sorvolo a bassa quota dei velivoli ultraleggeri
costringe i chiurli ad abbandonare il dormitorio in attesa
del cessato pericolo. Prolungate condizioni di disturbo nei
siti utilizzati per il riposo notturno possono determinare un
fetti negativi sulla sopravvivenza degli stessi (Durell et al.
poste alcune azioni per mitigare gli elementi di minaccia
emersi in questo studio, come per esempio vietare il sorvolo dei velivoli sulle aree più sensibili all’interno del Parco,
garantire delle zone cuscinetto interdette alla caccia lunnei siti più esposti alle fonti di disturbo acustico e visivo.
Tabella 2. Confronto tra due quinquenni dei censimenti del chiurlo maggiore nei laghi pontini con conteggi effettuati al roost
nel mese di gennaio (1997-2006) – Comparison between the two
quinquennial periods of the roost counts of curlew in the Pontini
Lakes in January.
Quinquennio
1997-2001
2002-2006
Min / Max
media
127-152
120-139
138
130
21
Trotta
Il chiurlo maggiore è particolarmente sensibile al disturbo antropico e reagisce con una distanza di fuga maggiore rispetto ad altri limicoli (Smitt e Visser 1993). Diventa
quindi fondamentale la realizzazione di barriere vegetali
in quei tratti stradali prospicienti le aree di alimentazione
che, soprattutto durante il week-end, sono utilizzati da un
numero notevole di persone come sosta o punto di ristoro.
no a poca distanza dalla carreggiata senza essere disturbadi foraggiamento.
Ringraziamenti
la traduzione in inglese.
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Associate Editor: G. Fracasso
22
Sulla nomenclatura delle popolazioni urbane di
Columba livia J.F. Gmelin, 1789:
una revisione critica della letteratura in Italia
CORRADO BATTISTI1, MARZIO ZAPPAROLI2
1
2
Abstract
many different Italian vernacular names (14) for the feral domesticated populations of rock pigeon (Columba livia J.F. Gmelin, 1789). For
ecosystems (e.g., in terms of frequency, density, biomass and impact) the feral domesticated populations of rock pigeon, when occurring,
should be added also in local and regional check-lists and atlases.
INTRODUZIONE
Le popolazioni riconvertite ad una naturale libertà delle
razze domestiche di piccione selvatico (Columba livia J.F.
Gmelin, 1789) sono state oggetto di numerose ricerche relativamente alla loro origine, posizione tassonomica, ecologia e rapporti con l’uomo. In particolare, quelle presenti
in modo regolare, irregolare e sporadico nelle aree antropizzate sono caratterizzate da un alto generalismo ecologico e da una elevata variabilità morfometrica, di colorazione e disegno del mantello e da altrettanta diversità comportamentale (Johnston e Janiga 1995; per l’Italia cfr. Ballarini et al. 1989, Sorace et al. 1997, Baldaccini 1985, 1998,
Mercurio et al. 2001).
L’origine delle popolazioni urbane di Columba livia
è stata ampiamente discussa da Johnston e Janiga (1995),
secondo i quali esse sono costituite da individui di provenienza domestica sfuggiti alla cattività e divenuti randagi;
per quanto riguarda l’Italia si rimanda a Baldaccini e Giunchi (2006) e alla letteratura ivi citata.
Popolazioni costituite da individui di provenienza domestica di Columba livia sono attualmente presenti in gran
parte delle città europee, ove questa specie può rientrare
tra i taxa dominanti nelle ornitocenosi in termini di densità
e biomassa (Johnston e Janiga 1995, Kelcey e Rheinwald
2005), con ricadute anche per impatto sociale, potenziali
rischi sanitari e danni all’agricoltura (Dinetti e Gallo-Orsi
1998, Baldaccini e Giunchi 2007, AAVV 2011, Albonetti et al. 2011a,b, Baldaccini et al. 2011). La grande diffusione degli individui di provenienza domestica può inoltre
rappresentare una minaccia per le popolazioni selvatiche
a causa della elevata interfecondità con i primi, che può
portare alla scomparsa di queste ultime (Baldaccini 1993,
Johnston et al. 1998, LIPU e WWF 1999).
selvatico è complessa e controversa e, a quanto pare, solo
si: Gmelin (1789: 769) utilizzò l’epiteto livia per nominare
una varietà di C. domestica, taxon precedentemente istituito da Linneo (1758: 162, 1766: 279) per una varietà di C.
oenas
(1789: 769). Bonnaterre (1790) eleva C. d. livia a rango di
specie e “C. livia Bonnaterre” verrà in seguito utilizzato
per indicare il piccione selvatico da gran parte degli Autori
del XIX secolo, anche se il naturalista francese Pierre Joseph Bonnaterre (1752-1804) non è in ogni caso l’autore
di livia. Steinejer (1887) ritiene che il nome corretto per il
piccione selvatico non sia C. livia ma C. domestica e questa interpretazione viene confermata da Oberholser (1974:
983) che considera livia sinonimo di domestica. Recentemente Banks e Browing (1995: 635) hanno rigettato l’interpretazione di Steinejer (1887) e di Oberholser (1974) in
23
Battisti e Zapparoli
quanto Linneo (1758, 1766) avrebbe fondato C. domestica
in base a fonti riferibili sia a C. livia, sia a C. oenas. Sempre secondo Banks e Browing (1995: 635) i riferimenti riportati da Gmelin (1789) come base per domestica riguardano anch’essi più di una specie, mentre quelli che lo stesso Autore riporta per livia si riferiscono ad un’unica entità
tassonomica, corrispondente al piccione selvatico, e considerano perciò Columba livia Gmelin, 1789 il nome corretto da applicare a questa specie.
Allo stato attuale, la cosiddetta “forma domestica”
(sensu Baldaccini 1984, 1985, Ballarini et al. 1989) non è
inserita nei repertori dei nomi volgari degli uccelli italiani
(Massa et al. 1993, Violani e Barbagli 2006), pur se essa
è considerata da alcuni autori come un taxon, seppur atipico, appartenente alle faune locali (cfr. R. Massa in Vigorita e Cucé 2008; ma vedi Baldaccini 1998). Tuttavia, quando riportato, il nome italiano di questa forma risulta estremamente variabile e, per quanto riguarda la nomenclatura
miche” non sempre corrette sul piano formale. Va inoltre aggiunto che anche nel campo della giurisprudenza (es.
ricorsi al TAR da parte delle associazioni animaliste e ambientaliste) la terminologia è molto “variegata” e ciò complica ulteriormente un quadro gestionale per vari versi dif-
RISULTATI
Malgrado forme domestiche sfuggite alla cattività siano
state menzionate in alcune check-list (es., tortora domestica, Streptopelia “risoria” in Brunelli e Fraticelli 2004), il
taxon al quale sono riferite le popolazioni randagie di piccione selvatico di origine domestica è stato inserito solo
raramente in alcuni atlanti e check-list regionali e locali
(es., Cignini e Zapparoli 1996, Pavia e Boano 2009), mentre non è stato riportato in altri analoghi studi a scala differente, benché il taxon fosse certamente presente nell’area
oggetto d’indagine (es., Brichetti e Massa 1998, Brunelli e
Fraticelli 2004, Fracasso et al. 2009, Brunelli et al. 2011).
Quando riportato, tale taxon è indicato con una molteplicità di sinonimi nel nome italiano e differenti formulazioni
della letteratura, nei circa 80 lavori in cui il taxon è citato sono emersi 14 sinonimi del nome in italiano e quatColumba livia,
Columba livia forma domestica, Columba livia var. domestica, Columba livia domestica), per complessive 25 com(Tab. 1).
DISCUSSIONE
Visto il ruolo che questa specie mostra in termini di
frequenza, densità, biomassa, impatto e relazioni ecologiche negli ambienti antropizzati, nonché la sua importanza
dal punto di vista socio-economico e igienico-sanitario, riteniamo che sia necessario uniformare tale nomenclatura.
Pertanto, scopo di questo lavoro è stato quello di analizzare i diversi nomi in italiano e le combinazioni “tassonomiche” utilizzate per indicare le popolazioni randagie di origine domestica del piccione selvatico, proponendo un’unica terminologia di riferimento.
METODI
Per la stesura di questa nota è stato consultato un campione
portanza nazionale e regionale (Avocetta, Rivista italiana
di Ornitologia, Alula, Picus, Gli Uccelli d’Italia), oltre ad
Atti di Convegni di Ornitologia nazionali e locali, Atlanti
ornitologici regionali, provinciali, comunali e urbani, pubblicati dal 1983 al 2011, unitamente ad alcune fonti storiche (Giglioli 1886, Arrigoni degli Oddi 1902, 1929, Moltoni 1946). Ove era citata la “forma domestica” del piccione selvatico, sono stati annotati il nome italiano e il nome
24
L’uso di numerosi sinonimi nel nome italiano assegnato
alle popolazioni randagie di origine domestica del piccione selvatico rispecchia quanto avviene anche in altri Paesi (es., nel mondo anglosassone: feral pigeon, urban pigeon, street pigeon, city pigeon, cfr. Johnston e Janiga 1995).
Per le popolazioni di Columba livia che vivono allo stato
selvatico, ossia in modo non dipendente dall’uomo per alimentazione, riproduzione e habitat, nella lingua italiana è
casso et al. 2009). Di tale termine si trova ampio riscontro sia nella letteratura storica (es. Giglioli 1886, Arrigoni
degli Oddi 1904, 1929, Moltoni 1946), sia in quella contemporanea (es. Meschini e Frugis 1993, Violani e Barbagli 2006).
Consideriamo sinonimo di “piccione selvatico” il termine “piccione torraiolo”, utilizzato per indicare popolazioni inurbate di piccione selvatico (Ghigi 1950), situazione attualmente ritenuta rara (Baldaccini 1998, Dinetti
la nomenclatura in italiano, si suggerisce di evitare l’utilizzo di questo termine per indicare popolazioni di aree urbane e suburbane, anche nel caso in cui si sia certi della loro
origine selvatica, preferendo a questo il termine “piccione
selvatico”.
Sulla nomenclatura delle popolazioni urbane di Columba livia
Tabella 1
origine domestica (periodo 1983-2011: circa 80 lavori); - = nome non indicato.
fonti
nome volgare
Piccione
Piccione domestico
Columba livia rinselvatichite di
Columba livia var. domestica
Nappi 2001
Columba livia
Sorace et al. 1997, Dell’Ariccia et al. 2005, Lorenzetti e Taffon 2007
Columba livia forma domestica Visentini Paiotta e Osella 1985
Fraissinet e Milone 1985, Salvo 1991, Ranazzi e De Giacomo 2005,
Columba livia
et al. 2008, Sighele et al. 2009
Piccione urbano
Piccione torraiolo
-
Savo 1995
Sarrocco et al. 2002
Columba livia forma domestica Bottino et al. 1998, Ukmar et al. 2007
Columba livia forma domestica Fraticelli 2005, 2008, 2010
Columba livia
Dell’Ariccia et al. 2005
-
Savo 1995
Columba livia
Vigorita e Cucé 2008
Cairo e Facoetti 2006
Piccione selvatico forma domestica Columba livia forma domestica LIPU e WWF 1999, Demartini e Polinori 2001, Guidi e Battisti 2010
Stival 2008
Columba livia
Piccione selvatico var. torraiola
Piccione selvatico
Piccione di città
Columba livia forma domestica Sorace et al. 2004, Corsetti 2008
Martignoni 1992
Columba livia
Columba livia forma domestica Groppali 1990, 1994, Dinetti 1994, Falcinelli 2005, Troccoli 2005,
Dinetti e Ascani 2009
Colombo
Cignini e Zapparoli 1996, Giovacchini 2001, Brichetti e Fracasso 2003
Fraissinet 1995
Columba livia forma domestica Baldaccini e Mongini 1985, Baldaccini 1998, Ferraresi et al. 1998,
Fusco e Milone 1998, Troccoli 2005
-
Ballarini et al. 1989, Ragionieri et al.
urbane), Baldaccini 1993 (specif. “di provenienza urbana e
domestica”), Baldaccini et al. 1994, Francia et al. 2005, Fraissinet
e Dinetti 2009, Baldaccini in Meschini e Frugis 1993 (specif. di
provenienza urbana e domestica)
Colombo urbano
Columba livia forma domestica Barbieri e De Andreis 1991
Baldaccini e Mongini 1991, Baldaccini et al. 1994
-
Colombo di città
Columba livia forma domestica Baldaccini e Giunchi 2007
Maffei et al. 2001
Columba livia domestica
Colombo “urbanizzato”
Columba livia forma domestica Baldaccini 1984, 1985, Dinetti e Ascani 1987, Cavalletti e Giardini
1997, Bernini et al. 1998, Dinetti e Gallo-Orsi 1998, Dinetti 2001, 2002,
Dinetti e Fraissinet 2001, Maffei et al. 2001, Dinetti e Romano 2002,
Nardo 2003, Nova 2003, Fraissinet 2006, Parodi 2008, AA. VV. 2011
Borgo et al. 2005, Cairo e Facoetti 2006, Demartini et al. 2006,
Dinetti 2009
Columba livia
Ranazzi e De Giacomo 2005
-
Baldaccini e Mongini 1991, Capitani et al. 2007
Colombo torraiolo
-
Cerruti Sola 1988
Colombo domestico
Mostini 2004, 2007
-
Taffon e Battisti 2003
Columba livia forma domestica Pavia e Boano 2009, Albonetti et al. 2011a, 2011b
Cignini et al. 1994, Fraissinet 2000, Guglielmi et al. 2001 (rif. a
Columba livia
piccioni in ambiente urbano), Mencarelli et al. 2009
Galli e Spanò 2001, Fraissinet 2005
25
Per gli individui che vivono in cattività o in semi-cattività, che quindi sono controllati dall’uomo per quanto riguarda alimentazione e riproduzione e non costituiscono
perciò popolazioni randagie, adottiamo il nome di “piccione domestico”, contrapponibile a “piccione selvatico”.
Consideriamo sinonimo di “piccione domestico” il termine
“colombo domestico”. Si ricorda inoltre che il fondamentale testo di Levi (1941) sull’allevamento di C. livia, ha per
titolo “The Pigeon”.
Per le popolazioni sinantrope, cioè costituite da individui di provenienza domestica multipla, un tempo allevati dall’uomo per scopi diversi ma attualmente più o meno
indipendenti da esso per alimentazione, riproduzione e uso
dell’habitat, che vivono allo stato libero, prevalentemente
nelle aree antropizzate ma con spostamenti e frequentazione più o meno assidua anche delle aree agricole circostanti,
suggeriamo di utilizzare il termine “piccione di città”. Tale
scelta è motivata dal fatto che, sebbene il termine “colombo di città” compaia più frequentemente di “piccione di
città” nella letteratura recente (cfr. Tab. 1), quest’ultimo,
oltre ad essere anch’esso molto utilizzato, ben si contrappone a quello di “piccione selvatico” ed è in accordo con
i criteri utilizzati dalla Commissione Ornitologica Italiana
nella recente revisione dei nomi volgari degli uccelli della fauna italiana (Fracasso et al. 2009), secondo cui è stato
aggiunto un aggettivo a tutte le specie in cui vi è rischio di
che il primo contributo moderno sulle popolazioni sinantrope di Columba livia in Italia ha per titolo proprio “I Piccioni in città” (AAVV 1984). Consideriamo sinonimi di
“piccione di città”, i termini “colombo di città”, “colombo
urbano”, “piccione urbano”.
Indipendentemente dal nome in italiano assegnato, nei
ste popolazioni in Italia si osserva una certa eterogeneità
fatti, da diversi anni è consuetudine accompagnare il binomio Columba livia, con il connettivo “forma” seguito
dall’epiteto “domestica”, scritto in corsivo. Tale terminologia è stata per la prima volta suggerita da Baldaccini (1984) e ad essa si è uniformata la maggior parte degli
Autori successivi. Talvolta, al posto di “forma” è utilizzata l’abbreviazione “f.” o il termine “varietà”, anche con le
abbreviazioni “v.” o “var.”; talvolta il connettivo è omesso, ottenendo così Columba livia domestica, o l’epiteto è
riportato in parentesi, cioè Columba livia (forma domestica). Nei pochi casi in cui è citato l’Autore questo avviene,
Columba
livia forma domestica J.F. Gmelin, 1789; Columba livia
forma domestica J.F. Gmelin, 1789).
L’uso dell’epiteto “domestica” dopo Columba livia
26
ha le sue basi nella nomenclatura che convenzionalmente
è adottata per le forme domestiche di altre specie di vertebrati (vedi ad es. Bohlken 1958, 1961, Clutton-Brock
1999) e nasce dall’esigenza di fornire una chiara indicazione sull’origine delle popolazioni nell’eventuale necessità di dover adottare misure di controllo (Baldaccini 1984,
1985). Va tuttavia sottolineato che, dal punto di vista della
sion on Zoological Nomenclature 1999), tale epiteto non
ha alcuna validità, in quanto inteso con valore di “forma”
o “varietà”. Inoltre, se non esplicitamente preceduto dal
connettivo “forma” o “varietà”, il termine “domestica” potrebbe proprio apparire come l’epiteto che denota un taxon
costituite da individui randagi, non ha alcun senso biologico o evolutivo e quindi tassonomico, oltre a non essere
coerente con la storia della nomenclatura di Columba livia,
come sopra riportato. Pertanto, per una sua coerente e non
re corsivo e di utilizzare quindi per il piccione di città l’espressione: Columba livia J.F. Gmelin, 1789 forma domestica. Tale convenzione dovrebbe essere adottata anche per
le varietà domestiche in senso stretto.
L’inserimento del piccione di città in check-list e cataloghi può essere utile ma andrebbe regolamentato. Visto il ruolo che esso ricopre nello strutturare le comunità
ornitiche di molti ambienti antropizzati (per densità, biomassa, peso ecologico, impatto e relazioni dirette o indiet al.
2008, Sorace e Gustin 2008), e che l’attuale orientamento
in giurisprudenza, a seguito della sentenza del 26 gennaio
2004 n. 2598 della Corte di Cassazione sezione Penale III,
è quello di equiparare il piccione di città a specie selvatica,
proponiamo che, se presente, esso sia sempre incluso nelle
check-list e negli atlanti locali e regionali (come già attuato
da Pavia e Boano 2009) con il codice C - Intr delle categorie AERC TAC (2003), ovvero taxon introdotto dall’uomo
o sfuggito a cattività, che ha formato almeno una popola-
Ringraziamenti – Ringraziamo Natale E. Baldaccini, Massimo
Brunelli, Marco Dinetti, Fulvio Fraticelli, Alessandro Minelli, Alberto Sorace per la rilettura critica di una precedente versione del
testo e i suggerimenti forniti.
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Associate Editor: B. Massa
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Avocetta 35: 31-39 (2011)
Migrazione e svernamento di allodola Alauda arvensis
e pispola Anthus pratensis in un ambiente prativo
nell’Oltrepò Pavese
FLAVIO FERLINI
Abstract – Migration and wintering of skylark Alauda arvensis and meadow pipit Anthus pratensis in meadow habitat in Oltrepò Pavese
(Lombardy, N Italy).
ind./10 ha). Migratory movements of meadow pipit were intense only at the end of November-beginning of December (48.6 ind./10 ha),
closer to the margins with tree, while isolated birds totally avoided this situation. Compared with skylark, meadow pipit used areas with
greater coverage of soil and grass higher.
INTRODUZIONE
La contrazione sia numerica che di areale di molte specie
anni ‘70 nell’Europa occidentale è stata attribuita alle variazioni intervenute nelle pratiche agricole e, in particolare,
et al. 2000, Donald
et al. 2001a, Stoate et al. 2001, Newton 2004). Le ricertale declino si sono inizialmente concentrate sulla fase riproduttiva (Potts 1986), successivamente sono però emerse evidenze di effetti sulle popolazioni indotte da variazioni degli habitat di svernamento e quindi della necessità, in
ottica conservazionistica, di agire anche su di essi (Evans
1997, Wakeham-Dawson e Aebischer 1998, Peach et al.
1999). In inverno il freddo e la scarsità di cibo possono inli, con conseguenze sulle successive stagioni riproduttive
(Thomson et al. 1997, Siriwardena et al. 1998, Henderson
et al. 2004). In Gran Bretagna si è rilevato che la riduzioito sulle popolazioni degli uccelli granivori (Wilson et al.
1996, Robinson e Sutherland 1999, Moorcroft et al. 2002)
e che le specie insettivore si sono rivelate sensibili all’età e
al tipo di concimazione dei prati in quanto da questi fattori dipende la disponibilità di prede durante lo svernamento (Tucker 1992, Wilson et al. 1996, Perkins et al. 2000).
Tra le specie tipiche degli ambienti agricoli, sia l’allodola Alauda arvensis che la pispola Anthus pratensis hanno manifestato negli ultimi decenni segni evidenti di declino nell’Europa occidentale. L’allodola ha subito una forte contrazione numerica già a partire dagli anni
1970 (Busche 1989, Siriwardena et al. 1998, Browne et al.
2000, BirdLife International 2004) e il processo pare tuttora in corso (Gregory et al. 2004, Coordinamento Progetto
MITO2000 2006). Per la pispola il fenomeno è stato rilevato solo a partire dall’ultimo decennio del passato millennio e in forma meno accentuata (BirdLife International
2004, Gregory et al. 2004).
In inverno le allodole sono quasi esclusivamente granivore/erbivore e in Inghilterra prediligono le aree agricole, ma evitano sia i prati temporanei sia quelli permanenti (Donald et al. 2001b). Anche Wilson et al. (1996),
Buckingham et al. (1999) e Gillings e Fuller (2001) hanno osservato che le allodole usano scarsamente le aree erbose durante lo svernamento, mentre Wakeham-Dawson e
Aebischer (1998) hanno rilevato che le allodole frequentano i prati “nuovi”, ma tendono ad abbandonarli quando la vegetazione diventa troppo alta. Le specie insettivore come la pispola, invece, preferiscono nettamente i pascoli rispetto ai prati avvicendati e alle stoppie (Tucker
1992, Wilson et al. 1996) in quanto in essi trovano maggiore disponibilità di cibo (principalmente lombrichi e larve d’insetti). Sia gli uccelli granivori che quelli insettivo31
Ferlini
ri in genere evitano i campi di cereali in crescita a causa
della scarsità sia di invertebrati (Tucker 1992), sia di semi
(Roberts e Dawkin 1967). Anche in un ambiente rurale del
Piemonte Laiolo (2005) ha rilevato in inverno la preferenza dell’allodola per le stoppie e della pispola per le aree erbose. In Spagna invece in inverno le allodole si concentrano nei pascoli asciutti raggiungendo una densità 10-20 volte superiore a quella rilevabile nelle aree coltivate (Suárez
et al.
Nella zona pianeggiante dell’Oltrepò Pavese, stante la
totale assenza di stoppie e di pascoli, in periodo invernale
le due specie frequentano in modo assolutamente marginale i campi di cereali a semina autunnale, mentre utilizzano per il foraggiamento quasi esclusivamente i prati di
erba medica Medicago sativa (Ferlini 2006, 2007). Una situazione analoga è stata osservata anche in Italia centrale
(Manzi e Perna 1992). Rispetto al totale dei seminativi, i
medicai nella Pianura Padana occupano il 10.1% della sunura dell’Oltrepò Pavese (ISTAT 2007).
Poiché conoscere i criteri di scelta degli habitat in relazione alla disponibilità di cibo e ad altre variabili è di
fondamentale importanza per comprendere i comportamenti delle specie animali, soprattutto per prevedere le
conseguenze di variazioni ambientali (Sutherland 1996),
scopo di questo studio è di esaminare alcuni aspetti della
biologia dell’allodola e della pispola in un ambiente prativo dell’Oltrepò Pavese durante le migrazioni e lo svernamento.
METODI
Area di studio
L’area di studio è collocata nella golena del Po, in destra
Bastida Pancarana e in parte in quello di Sommo, in provincia di Pavia (45° 6’ N, 9° 5’ E, 62 m s.l.m.) ed è costituita da un prato di erba medica Medicago sativa esteso
tribuiscono alla copertura del suolo; le specie più comuni
sono (in ordine decrescente di frequenza): veronica comune Veronica chamaedrys
Poa sp., borsapastore
Capsella bursa-pastoris, crespino comune Sonchus oleraceus e falsa ortica purpurea Lamium purpureum. In molti
ripariale, a nord-ovest con una roggia e a sud-ovest con un
campo arato al momento dei rilievi. Su circa il 50% del perimetro del prato è presente una “struttura” verticale, alta
8-9 m costituta dagli alberi ai margini del saliceto (in pre32
valenza Salix sp.), dagli alberi presenti alla base dell’argine (robinie Robinia pseudacacia) e dallo stesso argine.
Raccolta ed elaborazione dei dati
Dall’ottobre 2007 all’aprile 2008 ho raccolto i dati nell’area di studio effettuando quattro visite in ogni mese (due
nella prima metà e due nella seconda metà). Ho eseguito i
rilievi, utilizzando un binocolo 10x42, camminando lungo
transetti paralleli all’asse minore del campo distanti fra di
loro 100 metri e contando solo gli uccelli posati. Dopo alcuni test preliminari, ho preferito la distanza di 100 m tra i
transetti rispetto ai 50 m solitamente utilizzati in situazioni
analoghe (Perkins et al. 2000, Donald et al. 2001b, Barnett
et al. 2004, Whittingham et al. 2006) in quanto, in considerazione dell’erba molto bassa (altezza media = 4 cm, DS =
1.70, range = 1.4-8.6, N = 167), non ho rilevato alcuna sizare il riconteggio degli uccelli seguendone visivamente i
movimenti dopo l’involo. Le visite sono iniziate almeno
un’ora dopo il sorgere del sole e si sono concluse almeno un’ora prima del tramonto, ciò per evitare di includere
uccelli in raggruppamento notturno (Donald et al. 2001b,
Whittingham et al. 2006). Ogni rilevazione si è protratta
per circa due ore evitando condizioni atmosferiche che potessero incidere sui risultati (pioggia, vento, nebbia). Per
ogni contatto ho annotato su una mappa ricavata da fotoQuest’ultimo dato è stato poi utilizzato per esprimere la
distanza dei soggetti rispetto ai margini alberati mediante
una scala discreta (da 1 a 6) in cui ogni valore equivale a
un settore ampio circa 70 m. I valori della scala sono crescenti al crescere della distanza. Nel periodo prettamente
invernale (dicembre 2007-febbraio 2008), per ogni occasione in cui sono riuscito ad individuare con precisione le
zone di alimentazione di gruppi di almeno 5 individui di
ogni specie, ho rilevato le caratteristiche del prato su 5 particelle campione di 0.25 m2 (50 x 50 cm) ricavando i seguenti parametri: altezza della vegetazione, percentuale di
copertura del terreno e numero di essenze vegetali presenti
pione l’ho ricavata misurando l’altezza dell’erba nei quattro vertici e nel punto centrale del quadrato e calcolandone
la media. La percentuale di copertura del terreno l’ho ricavata fotografando il campione ed effettuando successi-
RISULTATI
Abbondanza e composizione dei gruppi
Durante la migrazione autunnale l’abbondanza dell’allo-
Migrazione e svernamento di allodola Alauda arvensis e pispola Anthus pratensis
dola nell’area di studio è stata elevata rispetto ai successivi
do invernale la densità è stata massima all’inizio della stagione (prima metà di dicembre) per poi decrescere a valori
estremamente bassi all’inizio di gennaio in concomitanza
con una intensa perturbazione nevosa che ha interessato
gran parte dell’Italia. Successivamente allo scioglimento
del manto nevoso la specie è ricomparsa con densità tuttavia limitate. Tra la seconda metà di febbraio e la prima
metà di marzo si è osservato un movimento migratorio preriproduttivo che è stato però di modesta entità (14.8 ind./10
ha). La dimensione dei gruppi è stata massima in autunno
per poi decrescere progressivamente dall’inverno (media
ra (media = 6.1 ind., DS = 4.68, range = 2-18, N = 17). In
inverno i contatti hanno riguardato per il 29.9% allodole
gruppi da 6 a 10 individui, per il 9.1% gruppi da 11 a 20
individui e per il restante 11.6% gruppi con più di 20 individui (N = 77).
I movimenti migratori della pispola hanno assunto for48.6 ind./10 ha). L’abbondanza della specie è poi calata
già dalla seconda metà di dicembre ed è stata scarsa per
tutto il restante periodo invernale (Fig. 1). Anche su questo può aver inciso la nevicata della prima metà di gennaio.
Durante la migrazione pre-riproduttiva la presenza della
specie è stata scarsa, con un modesto picco nella seconda
metà di marzo (7.9 ind./10 ha). La dimensione dei gruppi è
moderatamente calata dall’autunno (media = 26.5 ind., DS
mente diminuita durante la migrazione primaverile (media
= 8.7 ind., DS = 8.79, range = 2-27, N = 7). In inverno i
20 individui (N = 27).
mento
All’inizio dell’inverno le allodole hanno utilizzato intensamente i due settori più prossimi ai margini alberati del
campo, mentre successivamente se ne sono progressivamente allontanate (Fig. 2). Le zone più distanti dal saliceto
o dall’argine del Po sono state utilizzate principalmente da
questi ultimi hanno del tutto evitato le zone più vicine alte, soprattutto in dicembre, dai gruppi numericamente più
consistenti (Fig. 4). In ogni caso le aree di foraggiamento
diverso rispetto all’ipotesi di equidistribuzione (dicembre:
2
2
= 78.92, P < 0.01,
2
= 126.51, P < 0.01, df = 5).
bre a causa dell’esiguo numero di soggetti osservati negli
altri mesi invernali. Anche questa specie ha utilizzato fortemente i due settori più prossimi al margine alberato (Fig.
5) nell’ambito dei quali sono avvenuti la maggior parte dei
contatti (51.8%). La zona più lontana dagli alberi non è stata utilizzata, mentre, a differenza delle allodole, singole pispole hanno frequentato anche i margini immediatamente
prospicienti il saliceto o l’argine del Po (Fig. 6). In dicem-
Abbondanza (ind./10 ha)
80
70
60
Allodola
50
Pispola
40
20
10
0
I Ott II Ott I Nov II Nov I Dic II Dic I Gen II Gen I Feb II Feb I Mar II Mar I Apr II Apr
Mesi
Figura 1. Andamento temporale dell’abbondanza di allodola e pispola (ind./10 ha) – Temporal density trends of skylark and meadow pipit (ind./10 ha).
33
Ferlini
160
140
120
Dicembre
100
Gennaio
80
Febbraio
60
40
20
0
1
2
4
5
6
Distanza da margine alberato
Frequenza tipologia di gruppi
Figura 2. Distribuzione spaziale invernale delle allodole rispetto al margine alberato – Winter spatial distribution of skylarks in relation
to the tree edge.
25
1
20
2-10
15
11-20
10
> 20
5
0
1
2
4
5
6
Dimensione media dei gruppi
Figura 3. Distribuzione di frequenza dei gruppi di allodole in inverno rispetto alla distanza dal margine alberato (N = 77) – Frequency
50
45
40
Dicembre
Gennaio
25
20
15
10
5
0
Febbraio
1
2
4
5
6
Figura 4. Dimensione media mensile dei gruppi di allodole in inverno rispetto alla distanza dal margine alberato –
size of skylarks in winter in relation to the distance from tree edge.
34
180
160
140
Dicembre
120
Gennaio
100
Febbraio
80
60
40
20
0
1
2
4
5
6
Frequenza tipologia di gruppi
Figura 5. Distribuzione spaziale invernale delle pispole rispetto al margine alberato – Winter spatial distribution of meadow pipits in relation to tree edge.
8
6
1
2-10
4
11-20
> 20
2
0
1
2
4
5
6
Dimensione media dei gruppi
Figura 6. Distribuzione di frequenza dei gruppi di pispole in inverno rispetto alla distanza dal margine alberato (N = 27) – Frequency di-
60
50
Dicembre
40
Gennaio
Febbraio
20
10
0
1
2
4
5
6
Figura 7. Dimensione media mensile dei gruppi di pispole in inverno rispetto alla distanza dal margine alberato –
size of meadow pipits in winter in relation to the distance from tree edge.
35
Ferlini
Tabella 1. Caratteristiche delle aree prative utilizzate – Characteristics of areas used.
Altezza erba (cm)
Allodola
Pispola
Copertura terreno (%)
Allodola
Pispola
Media
Range
N
4.6
1.4-8.6
1.6-8.6
100
55
67%
76%
5-100%
29-100%
100
55
2-5
2-6
100
55
Allodola
Pispola
bre le zone prossime alle strutture verticali sono state scelte dai gruppi più numerosi (Fig. 7) e la distribuzione degli
2
Dal confronto fra i parametri che hanno caratterizzato
le aree del prato frequentate dalle allodole e dalle pispole
durante il periodo invernale (Tab. 1) si rilevano differenle hanno preferito le aree con maggiore presenza di terreutilizzato zone con vegetazione più alta (z = 2.8801, P <
0.01). Non ho rilevato invece alcuna differenza statistica-
DISCUSSIONE
riodo post-riproduttivo ha avuto andamento simile a quello
noto a livello nazionale, infatti l’intensità solitamente è più
accentuata da ottobre ad inizio novembre con picco nella
e Fracasso 2007). Anche per la migrazione pre-riproduttiva si è registrato un andamento qualitativamente analolo autunnale), ma con il picco anticipato rispetto a quanto indicato in letteratura, tra metà marzo e primi di aprile
(Brichetti e Fracasso 2007).
Il periodo di massima densità invernale coincide con
quello già osservato per l’Oltrepò Pavese nel corso di altre ricerche (de Carli et al. 1998) e ha raggiunto il valore di
di abbondanza si è avuto nella seconda metà di dicembre,
ma con valori inferiori, pari a circa 14 ind./10 ha (Manzi e
Perna 1992). La densità rilevata in questa indagine è simile
a quella media rilevata in prati del Portogallo, 29.2 ind./10
ha (Moreira et al. 2005) e superiore a quella degli ambienti similari della Spagna centrale, 20 ind./10 ha (Suárez et
al. 2004) e dell’Inghìhlterra, 12 ind./10 ha (Donald et al.
2001b). Sia a livello italiano che europeo sono note densità invernali decisamente superiori, ma in ambienti diversi.
In particolare in Piemonte si toccano i 150 ind./10 ha nelle
stoppie delle colture cerealicole (Laiolo 2005) e in Spagna
108.1 ind./10 ha nei pascoli asciutti (Suárez et al. 2004).
I contatti invernali hanno riguardato per 70.1% soggetti isolati o piccoli gruppi (max 5 individui). Il valore
tra area dell’Oltrepò Pavese (Ferlini 2006), ma comparabile a quanto osservato nel corso di altre ricerche sia in
Lombardia (75%, Fornasari et al. 1992) che nel Veneto
(79%, Nardo e Stival 1996).
mile a quelli massimi osservati in Lombardia (160 individui, Fornasari et al.
Nardo e Stival 1996).
Anche per la pispola il massimo della densità invernale
(48.6 ind./10 ha) si è avuto nella prima metà di dicembre.
Nei medicai di un’altra area dell’Oltrepò Pavese nel corso
dell’inverno 2004/2005 avevo rilevato la densità massima
Entrambi i valori sono superiori a quelli noti per gli ambienti prativi di altre aree dell’Europa meridionale quali
la Spagna centrale (max 2 ind./10 ha, Suárez et al. 2004) e
il Portogallo (media 10.4 ind./10 ha, Moreira et al. 2005).
L’andamento temporale della presenza della specie con
rispetto a quanto osservato a livello nazionale sia rispetto a
gratorio post-riproduttivo della pispola si manifesta tra metà settembre e novembre, con massimo tra ottobre e metà
novembre e picco nella seconda metà d’ottobre (Brichetti
e Fracasso 2007). In Lombardia la massima abbondanza
et al.
1992); per la provincia di Brescia sono però noti stormi di
maverili sono invece coincidenti con quelli normalmente
metà marzo e metà aprile (Brichetti e Fracasso 2007).
di un’altra area dell’Oltrepò Pavese nel corso dell’inverno 2004/2005 il valore massimo era stato di 25.9 ind./10
ha nella seconda metà dello stesso mese. Nell’inverno
1991/1992 anche nei prati in provincia di Macerata il picco
36
mento calante dell’abbondanza di entrambe le specie presso i margini alberati nel corso dell’inverno è sostanzialmente difforme rispetto a quanto evidenziato da diverse
ricerche condotte in Inghilterra. Le scelte delle aree di fo-
sfruttare ambienti più rischiosi, nutrendosi più velocemen-
che possono essere tra loro in contrasto quali l’abbondanza del cibo, la sua accessibilità e il rischio di predazione.
Relativamente all’alimentazione dell’allodola in inverno,
numerosi studi (Wilson et al. 1996, Wakeham-Dawson
e Aebischer 1998, Gillings e Fuller 2001, Donald et al.
2001b) hanno sottolineato come la specie preferisca pasturare nelle stoppie di cereali, prediligendo soprattutto quelle
di orzo rispetto a quelle del frumento (Buckingham et al.
1999, Donald et al. 2001b). Ciò dipende dalla disponibilità di chicchi che, come evidenziato da Green (1978), forniscono a parità di quantità assunta il più elevato apporto
calorico. In tutte le altre coltivazioni una componente rilevante dell’alimentazione è costituita dalle foglie delle dicotiledoni infestanti; queste infatti costituiscono il 24% della
(Cresswell 1994, Roberts 1996). Le dimensioni e le forme
dei campi e la presenza sui loro margini di siepi o alberature incidono sul livello di rischio percepito dagli uccelli e
quindi sull’utilizzo dello spazio durante il foraggiamento.
In particolare si è osservato che l’abbondanza delle allodole è positivamente correlata alla dimensione dei campi, ma
decresce all’aumentare della lunghezza del perimetro per
pi alte o alberi sui margini (Donald et al. 2001b). Il fatto
di evitare campi piccoli con ai bordi siepi alte o alberature
è stato spiegato da Robinson (1997) e da Gillings e Fuller
(2001) proprio in termini di precauzione contro il rischio di
predazione, infatti le strutture verticali prospicienti i campi possono essere utilizzate come posatoi dai rapaci, come nel caso di uno smeriglio Falco columbarius osservato sugli alberi ai margini dell’area di studio. Robinson e
Sutherland (1999), pur confermando che le allodole evitano di pasturare vicino ai bordi dei campi con siepi o alberature, hanno rilevato che nei prati avvicendati nel corso
dell’inverno, a differenza di quanto avviene nelle stoppie,
gli uccelli tendono comunque ad avvicinarsi progressivamente ai margini e hanno ipotizzato che ciò dipenda dal
calo di semi nella parte centrale dei campi. L’andamento
rilevato in Inghilterra è dunque opposto a quanto da me
osservato, infatti nell’area di studio la massima concenbre e poi è calata. La differenza probabilmente dipende dal
maggiore livello di aggregazione delle allodole nell’area
padana, infatti mentre nell’Inghilterra meridionale solo il
40% degli incontri invernali è relativo a gruppi con più
di due individui, nell’area di studio la percentuale è stata
et al. 1999). La prevalenza dei vegetali nella dieta invernale dell’allodola è confermata anche da studi condotti in
Italia, anche se occasionalmente è stata rilevata la presenza di invertebrati, specialmente Curculionidi (Groppali e
Bertocchi 1996). Nell’area di studio tra i vegetali infestanti
a foglia larga è ampiamente dominante la veronica comune
le cui foglie fanno normalmente parte della dieta dell’allodola (Cramp 1988). Negli ambienti prativi i semi sono
più abbondanti in prossimità dei margini per la maggior
presenza di erbe infestanti (Marshall 1989, Robinson e
Sutherland 1999), inoltre al crescere dell’altezza della vegetazione aumenta la disponibilità alimentare sia di semi
che di invertebrati (Curry 1994, Morris 2000, Perkins et
al. 2000, Vickery et al. 2001), mentre l’accessibilità diminuisce e aumenta il rischio di predazione (Butler e Gillings
2004, Devereux et al. 2004). Tra le succitate componenti
la più importante sembra essere l’accessibilità (Fuller et
al.
prato. A parità di condizioni gli animali si alimentano in
posizioni poco rischiose, mentre scelgono punti pericolosi solo se esiste un evidente vantaggio energetico (Moody
et al. 1996, Butler et al. 2005). In quest’ultima situazione
gli uccelli possono mitigare l’aumento del rischio durante
il foraggiamento incrementando la vigilanza (Lima e Dill
1990, Whittingham e Evans 2004, Devereux et al. 2004)
oppure aggregandosi in gruppi (Elgar 1989). Quest’ultima
opzione consente di ridurre il costo della sorveglianza sia
perché è maggiore il numero d’individui che possono segnalare eventuali predatori (Elgar 1989, Krause e Ruxton
2002) sia in quanto il singolo individuo ha una minor probabilità di essere scelto da un predatore (Sirot 2006). La
protezione offerta dal gruppo permette agli uccelli che lo
compongono di alimentarsi in posizioni più esposte e di
solo mese di dicembre. La maggior aggregazione ha permesso agli uccelli di alimentarsi nelle aree più vantaggiose
quindi ad elevato livello di rischio. Col progredire della
stagione, al calare sia dell’abbondanza complessiva sia del
numero medio di individui per gruppo, l’allodola ha ridotto il rischio percepito spostandosi verso parti del prato più
distanti dai margini alberati.
Nell’analizzare i dati della pispola va considerato che
la specie è essenzialmente insettivora, ma che in inverno può alimentarsi anche di semi, soprattutto di Poa sp.
vegetazione e del terreno. Nel mese di dicembre la distribuzione nel prato è stata simile a quella dell’allodola e probabilmente anche per essa valgono le stesse motivazioni.
Nei mesi successivi, pur con la cautela dovuta alla scarsi37
Ferlini
tà dei dati, ho osservato con frequenza superiore alle attese singoli individui nei pressi dei margini alberati. Questo
può essere spiegato dalle differenti preferenze della pispola rispetto all’allodola sia in termini di caratteristiche delle
aree di foraggiamento che di strategia difensiva. Per l’allodola Wakeham-Dawson e Aebischer (1998) hanno rilevato una correlazione negativa fra densità e copertura del
terreno, inoltre la specie quando avverte un pericolo preferisce fuggire involandosi (Robinson e Sutherland 1999).
La pispola invece in presenza di un predatore spesso si appiattisce sul terreno cercando di mimetizzarsi, in ciò facilitata dalla frequentazione di aree con vegetazione più alta e
densa (Whittingham et al. 2006).
Le diversità fra le aree di foraggiamento utilizzate dalle allodole e dalle pispole evidenziate in Inghilterra trovano dunque conferma anche nei dati raccolti in ambito pale due specie. Le difformità invece rilevate nelle strategie
di utilizzo dei prati in inverno rispetto alla situazione inglese, soprattutto per l’allodola, suggeriscono che eventuaza e contestualizzazione dei fenomeni in quanto non sempre è possibile mutuare le esperienze maturate in altre situazioni geoclimatiche.
Ringraziamenti – Ringrazio Giuseppe Camerini e Francesca
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39
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Observation of vocal mimicry of great reed warbler
Acrocephalus arundinaceus imitating nightingale
Luscinia megarhynchos song
PIER LUIGI BERAUDO1, BRUNO CAULA2
1
2
Via Monviso 7, 12040 Salmour (CN) ([email protected])
Via G.Matteotti 25, 12100 Cuneo
Abstract – Description of a great reed warbler Acrocephalus arundinaceus imitating the nightingale Luscinia megarhynchos song. An
individual was heard and seen several times during June 2007 and May-June 2010 in a wetland area in Cuneo Province with a song similar to the nightingale song. This phenomenon has not been described before for this species yet.
Riassunto – Viene descritto un caso di mimesi vocale da parte di cannareccione Acrocephalus arundinaceus imitante il canto di usignolo
Luscinia megarhynchos. Un individuo è stato udito e osservato in più occasioni nel giugno 2007 e nel maggio-giugno 2010 in un’area
palustre in Provincia di Cuneo con un canto avente caratteristiche tipiche del canto di usignolo. Tale fenomeno risulta non ancora descritto per la specie.
We here describe a series of observations occurred within the protected area of “la Madonnina” (Special Zone of
Protection no. IT1160059 7°41’57.21”E- 44°29’48.63”N),
a wetland area of 22 hectares located along the River Stura di Demonte at Sant’Albano Stura (Cuneo, Piedmont,
Italy).
On 13 June 2007, we noticed a great reed warbler Acrocephalus arundinaceus that uttered an imitation of the
song of the nightingale Luscinia megarhynchos. Every
year, this area contains 1-3 territorial and breeding great
reed warblers and 4-5 territorial nightingale males (Beraudo P.L. and Caula B. pers. obs.). We heard the same song
imitation throughout the breeding season (from June to
August). We suspected that it was the same individual as
it was always found in a small isolated patch of reedbeds
of Typha latifolia. The imitation included a few “karrakarra” notes typical of the great reed warbler song (Kennerley and Pearson 2010) plus an articulated melodic note
phrasing that, to human ear, was similar to the nightingales song.
Three years later, still in the same area, on 30 May
2010, we observed a great reed warbler performing again
the same song imitation. Also this time, the song was composed of a few “karra-karra” typical of this species plus
a series of warbling notes similar to the nightingale song.
We heard the song imitation until 12 June, after which the
typical song of the great reed warbler prevailed with randomly alternating a few typical notes of the nightingale. In
one instance, on 30 May 2010, we recorded the song imitation from a distance of about 60 meters with a directional
and parabolic microphone LiSN LS370 with a Roland R09HR recorder (audio settings: Wave 96, Hz/24 bits). We
obtained one oscillogram of the audio recording by using
the software Wave Lab 4 Steinberg. It was compared with
both the typical song of the species and with that of the
nightingale, both of which obtained from a CD available
in the market (Roché 1990).
From a visual analysis of the oscillogram patterns, it
was possible to note a pattern similarity between a few
parts of the song imitation and the nightingale song and,
simultaneously, a difference between the song imitation
and the song typical for great reed warblers (Fig. 1).
The song imitation and nightingale song showed a peak
of 4000 Hz whereas the great reed warbler song showed a
peak of 6000 Hz. Vocal mimicry is a behaviour quite common among the Acrocephalus species with records detected in A. paludicola, A. agricola, A. dumetorum, A. palustris e A. scirpaceus (Snow and Perrins 1998). The great
reed warbler, however, is known to possess a limited song
repertoire and no vocal mimicry has been recorded for this
41
Beraudo and Caula
A) SONG IMITATION
B) NIGHTINGALE
C) GREAT REED WARBLER
Figure 1. (A) Oscillogram obtained from one audio recording of a great reed warbler imitating a nightingale song in the wetland “la
Madonnina” (Cuneo, Italy). Song imitation is compared with the song typical of nightingales (B) and great reed warblers (C). Similarities
are highlighted by the same colours.
species yet (Snow and Perrins 1998, Brichetti and Fracasso
2010, Kennerley and Pearson 2010).
Acknowledgments – We would like to thank M. Pettavino for
the audio recordings, M. Gallizio for processing sonograms and
frequency analyses, and L. Piretta e M. Pagliero for the English
translation.
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Oxford.
42
Breeding habitat and nesting site of the red-backed shrike
Lanius collurio in farmland of the Marche region, Italy
FEDERICO MORELLI1, MASSIMO PANDOLFI2
1
Dipartimento di Scienze dell’Uomo, dell’Ambiente e della Natura, Università degli Studi di Urbino “Carlo Bo”
Abstract – In this work we studied some characteristics of nesting sites of red-backed shrike Lanius collurio in some areas of the Marche
Region (Central Italy). These areas are characterized by a temperate climate and by mainly agricultural cover. We analyzed the breeding
site macrohabitat and the nest microhabitat. Results showed a prevalence of shrubs, most commonly Prunus spinosa and Rosa canina, as
nest support. The nest is generally located at mid height (1.39 m) and in the midpoint of the shrub. Nesting sites were located mainly in
the edge zone of the vegetation patches and nearby the roads. In over 65 % of cases the nests were built less than 5 meters far from roads.
Results highlight the importance of some vegetation species and the presence of certain environmental structures (presence of shrubs, tree
rows and other marginal habitats of farmland areas) for the preservation of this species, whose conservation status in Italy and Europe is
currently unfavourable.
INTRODUCTION
Populations of red-backed shrike Lanius collurio are currently decreasing in number and size throughout the world
(Yosef 1994). The European population, considered in
the last decades to be in moderate decline, is estimated
between 6.300.000 and 13.000.000 pairs, but in the last
years it appears rather stable and shows a constant short
term trend (PECBMS 2008). The Italian breeding population has been estimated between 50.000 and 120.000
pairs (Birdlife International 2004). However, this species
still remains the commonest of the European Laniidae, distributed from the Iberian Peninsula to southern Scandinavia and eastwards to the Ukraine, with Sicily (where it is
scarce), Greece and Turkey forming its southern limit. In
Italy it is present in all regions as a regular migrant and
breeding species during summer (Foschi and Gellini 1987,
Meschini and Frugis 1993, Dinetti 1997). As elsewhere, in
the Marche Region once widespread this species has be-
For nesting the red-backed shrike prefers transition
zones between woods and grassland, tree-rows and thick
hedgerows often bordering roads, open country with shrub
or tree cover (Cramp and Perrins 1993, Lefranc 1993) and
open parks and gardens on the outskirts of towns. Its typical feeding habitat is farmland, often abandoned, with scattered trees or shrubs providing natural perches for hunting
(Glutz von Blotzheim 1962, Lefranc 1993, Tucker et al.
1994, Farkas et al. 1997, Kuzniak and Tryjanowski 2000,
Tryjanowski et al. 2000).
In this study we analysed red-backed shrike nesting
habitat characteristics at four different locations in farmland in the River Foglia catchment area in central Italy.
We made a detailed assessment of nest-site features. The
selected parameters describe the natural habitats and vegetation type selected for nesting, the nest site microhabitat and the level of human presence in the area (proximity
to roads, buildings and villages). These information could
help to explain the local distribution of the breeding population of the red-backed shrike (Morelli et al. 2007). Moreover, identifying the main factors affecting nest site selection could be of value in developing effective strategies for
the preservation of the red-backed shrike at both local and
the agro-environmental schemes currently followed.
43
METHODS
Study area
Fieldwork was carried out in two ‘Special Protection
Zones’ (ZPS), namely ZPS 4 “Badland and dry grassland
- Mid-Foglia Valley” and ZPS 7 “Mombaroccio and Beato
Sante”, located in the River Foglia catchment area near the
northern boundary of the Marche Region. Four macro-areas occupied by nesting pairs were surveyed in detail, covering a total of 780 hectares (Fig. 1).
Data collected
The data were collected during the 2006 and 2007 breeding seasons. After locating nesting pairs by direct observation during arrival, courtship and nest-building (from
mid May to the end of June), their territorial distribution
was recorded and plotted as points on the map. When nests
ing site”.
The nest microhabitat was characterized according to
the following parameters:
1) plant species where nest was built;
2) plant height (meters);
3) nest height from ground (meters);
4) nest position within the shrub crown, described as one
of six possible positions obtained by combining height
-
adopted in the synphytosociological map of Marche
Region (Catorci et al. 2007);
3) nest location in the habitat (in a shrub / in a tree / on the
ground);
4) environment surrounding the nesting sites;
5) distance from road (i.e. distance in meters between the
nest and the nearest road);
road, track);
7) distance from built-up areas (i.e. distance in meters
from the nest to the nearest village);
8) distance from isolated houses (i.e. distance in meters
from the nest to the nearest house).
Were also recorded the following parameters of redBacked shrikes: number of neighbouring nests around the
nest site (within a 500 m radius) and distance in meters
from the nearest nest.
Monitoring frequency
After locating the nest sites, all territories were monitored
regularly at least once a week in order to cover all the various stages of the breeding phenology (Blondel 1985, Bibby et al. 1997). The number of nest checks was kept to a
minimum to avoid disturbing the nesting pairs (Tryjanowrameters were recorded at the end of the breeding season,
proximal or distal along the horizontal axis) (Tab. 1).
The macrohabitat was characterized by means of the
following parameters:
1) area (square meters) of the vegetation type where the
nest was built;
Figure 1. Study area in the Marche region, Central Italy.
44
Nesting sites and GIS
Many of the macrohabitat parameters were calculated by
means of a Geographical Information Systems (GIS) analysis of the nesting site and surrounding environment, using
Table 1. Nest position within the shrub crown. The vertical axis
represents the proportional height in the plants. The horizontal axis represents the position in relation to the shrub trunk.
Vertical axis
Horizontal axis
proximal
distal
A3
A2
A1
B3
B2
B1
the vegetation physiognomies map (Catorci et al. 2007)
and the Marche Region CTR maps (Technical Regional
Cartography) with the following thematic layers: buildings, hydrography, altitude and road network. The nests
of the species were digitized at 1:500 scale using ESRITM ArcGIS 9 software, as plots on the map. The nestthe nest, corresponding to the territory occupied by shrikes
pairs during the breeding season (Cramp and Perrins 1993,
Lefranc 1993).
Statistical analyses
The red-backed shrike nest data gathered during the two
monitoring years were compared using ANOVA and Fisher test. The same tests were run to compare data collected
in the various breeding sites. Chi-square tests were used
to compare the discrete variables. The measures are presented as mean values, with max and minimum values.
All tests were carried out using the SPSS v. 13.0 software
package.
RESULTS
A total of 50 nests were monitored (Tab. 2): 16 during
2006 and 34 during 2007. As the mean values of the studone year to the next or between the various localities (all
F tests, P > 0.05), they were considered as belonging to a
single pool of data. Of the 50 nests, 43 were located in ZPS
4 (86.0 %) and 7 in ZPS 7 (14.0 %).
Spatial distribution of the red-backed shrike population
The mean density of red-backed shrike pairs was 0.64 ±
0.10 pairs/10 ha. The mean distance between nests was
316.90 ± 245 m, with a maximum distance of 1100 m and
a minimum of 65 m. The elevation of the four nesting areas
ranged from a minimum of 70 m (in ZPS 4) to a maximum
of 420 m a.s.l. in ZPS 7.
Microhabitat characteristics
The vast majority of nests studied were built in shrubs (96
2
= 80,39; df = 2; P < 0.01); only one nest
was built on the ground (2 %) and it was well protected by
shrub foliage, while one other nest was located on a tree
(2 %). The shrub species most commonly used as a nest
support was Prunus spinosa (54 % of cases), followed by
Rosa canina (30 %) and Crataegus monogyna (10 (Fig. 2).
The height of shrubs chosen for nesting ranged from a
maximum of 4 m to a minimum of 1.7 m (mean = 2.79
m; SD = 0.54; N = 49). The nest position within the shrub
2
= 12.13; df = 2; P < 0.01),
and for central (proximal) position on the horizontal axis
(A1, A2 and A3) in over 65 % of cases (Fig. 3).
tween the two years of the study (mean = 1.36 m in 2006
and 1.40 m in 2007; F test = 1.64, p: 0.21). The mean nest
height was 1.39 m with a max. height of 3 m and a minimum of 0.1 m (excluding one single case of a nest on
Table 2. Red-backed shrike nests and their macrohabitat parameters as recorded during the two study years.
Number of nests
Surrounding environment
Mean surface of vegetation patches
where the nests were positioned (m2)
27
7
5
3
2
2
2
1
1
farmland with scattered shrubs
farmland with hedgerows
farmland and uncultivated
shrubs and tree-rows
uncultivated with shrubs
tree-rows
shrubs
farmland and riparian
farmland and vineyards
47.9
51.8
30.0
55.6
31.1
49.2
37.5
23.0
25.0
45
Table 3. Shrub and nest height (m).
Prunus spinosa
Rosa canina
Crataegus monogyna
Rubus ulmifolius
Paliurus spina-christi
Mean
Maximum
Minimum
SD
N
Shrub height
Nest height
2.79
4.5
1.6
0.76
48
1.39
3.0
0.1
0.63
47
Quercus cerris
Unpaved roads were more common (53.2 %) than paved
Figure 2. Plant species used as nest support in percentage.
2
the ground, which was in central position and under thick
shrub cover) (Tab. 3).
Macrohabitat characteristics
The main vegetation type of the nesting sites consisted of
farmland with shrubs, and to a lesser extent tree-rows or
hedgerows. Most nests were built in shrubland. The mean
surface of the vegetation patches containing nests was 46.2
m2 (N: 50), with a maximum of 300 m2 and a minimum of
6 m2. The majority of nests (86.1 %) was located along the
edges of patches rather than internally (13.9 %), a highly
2
= 21.34; df = 1; P < 0.05; Yate’s
correction). The vegetation type surrounding the nest sites
consisted mainly of farmland and uncultivated land.
Roads were present in all the nesting areas studied.
10,02%
8,16%
A3
B3
36,73%
24,48%
A2
B2
24,40%
0%
A1
B1
Figure 3. Diagram of nest position within the shrub crown.
46
= 0.17; df = 1; P > 0.05;
Yate’s correction).
The mean distance from nests to the nearest road was
12.0 m. However, over 75 % of the nests were built less than
12 meters from a road (Fig. 4). Over 65 % of the nests were
located less than 1000 meters from the nearest village: the
mean distance was 971.3 m. The mean distance between
the nests and the nearest house was 229.5 m (Tab. 4).
DISCUSSION
As during the last decades red-backed shrike populations
are considered in decline, the species has been the subject of quite detailed research in recent years throughout its
European range (Luise 1991, Lefranc 1993, Lugger 1993,
Farkas et al. 1997, Tryjanowski et al. 2000, Latus et al.
2004). Studies focusing on the species habitat preferences
are of particular interest, given that it frequents developed
areas subject to rapid change such as farmland (Donald et
al. 2006) and transitional or ecotonal zones.
The type of nesting habitat typically chosen by the
red-backed shrike in central Italy consists principally of
farmland with patches of shrubs, tree-rows or occasional
isolated trees, in areas of low hills or lowlands. For nestfor mainly tall shrub species (Lefranc 1993, Farkas et al.
1997, Tryjanowski et al. 2000). The shrubs most commonly used in our study area were Blackthorn Prunus spinosa
and Dogrose Rosa canina
et al. 1997, Guerrieri and Castaldi 2006). In our study area we have almost
no cases of nesting on trees, but the choice of nest trees
are strongly dependent from availability of some species
Comparing the results of our study with those obtained
in another region (Latium) in central Italy with temperate
climate (Guerrieri and Castaldi 2006), we found that the
mean density of breeding pairs was conspicuously low-
70
60
% records
50
40
30
20
10
0
0-5
> 5-10
> 10-25
> 25-50
> 50
distance (m)
Figure 4. Distance from the nest to the nearest road.
er – 0.64 versus 1.66 pairs/10 hectares – in our region
results from Engadin (southeast Switzerland), where a
density of 5.4 pairs/10 ha was found (Pasinelli et al. 2007).
The mean height of shrubs used for nesting was similar
in the Marche (2.79 ± 0.54 m) and in Latium (2.31 ± 0.82
m). Also the mean nest heights recorded by the two studies
(1.39 ± 0.63 m vs. 1.35 ± 0.57 m) were practically identical.
Likewise, in both studies the nest position within the
most commonly used shrub was A2 and B2 on the vertical
axis, with 59% of cases overall in our study versus 57.5%
in Guerrieri and Castaldi (2006). In addition, over 64% of
the checked nests were positioned at the centre of the shrub
crown, where they are most protected by the dense foliage.
The predominant vegetation types in the areas around the
nest site were: farmland (62%), shrublands (26%), unculhedges (1%).
The breeding habitats in the areas that we studied were
fragmented by roads (paved, unpaved and tracks). This observation highlights the shrike’s strong tendency to use
roadside shrubs as nesting sites or perches (Cramp and
Perrins 1993, Lefranc 1993), a tendency fostered by the
long-standing local tradition of planting hedges and verges
along country roads; these generally consist of Crataegus
sp., Prunus spinosa, Paliurus spina-christi, Ligustrum vulgare
Over 65% of nests were located less than 5 m from
road edges. In many of these cases there were other shrubs
available as potential nest sites within the nesting area, but
located further away from roads. Although we did not spethe species actively prefers closeness to a road when selects its nest microhabitat. A parameter not taken into account in our study was the disturbance caused by road trafveyed near nest sites were used regularly. This fact would
shrike nest site selection negatively, a feature already noted among other Laniidae which nest in Europe (Bechet et
al. 1998).
The presence of roads within the nesting habitat shows
that territorial fragmentation due to the road network (but
not highway) may be a positive factor for the distribution
of this species: besides providing suitable nest sites (i.e the
aforementioned roadside shrubs) (Morelli 2011), it offers
sects and micromammals (Lefranc 1993), that is the opportunity to exploit the exposed road surface as a rich huntvious studies (Bechet et al. 1998). The shrubs along roads
Table 4. Distance between nests and building structures (m).
MEAN
MAX
MIN
N
Distance from road
Distance from village
Distance from house
12.03
150
0.5
47
971.32
3000
150.0
47
229.50
500
10.0
47
47
can offer suitable nest sites but also represent “ecological
them (Mumme et al. 2000). Nonetheless some animals
seem unaffected by the presence of roads (Trombulak and
Frissell 2000) and in the studied area the risk of mortality
from collision with vehicles seem to be very low.
shrike nest habitat use in the Marche and could contribute to creating a broader knowledge base on the habitats
used by this species in this region. The opportunity offered
by tools such as GIS (Salem 2003) to characterise and decies would prove to be extremely useful for identifying the
principal risk factors and hence the correct strategies on
which to base practical guidelines for the conservation of
this species. Producing regional maps for Lanius collurio
would be important, given that this information is essential
for the Farmland Bird Index survey, currently in development in the European Union and useful to assess the conservation status of the agricultural environment by monitoring the presence of a series of indicator species (Gregory et al. 2005).
Our results show the importance of certain vegetation types for nest site selection by red-backed shrike. The
presence of hedgerows with trees, vegetated road verges or
tree-rows (much used in the past to divide up the various
bution of this species. All these factors contribute to the
quality of the red-backed shrike nesting habitat (Lefranc
1993, Pasinelli et al. 2007, Morelli 2012) and for this reason require more active management. For example, local
authorities could introduce schemes to register the presence and use of certain shrubs such as Crataegus sp. and
Prunus spinosa in roadside verges, as agricultural mosaic boundaries and to promote their conservation. In fact,
the decision to preserve and restore local vegetation can be
well motivated by the fact that it constitutes the only real,
tangible link with the natural history of the area concerned
of environment (e.g. woodland and farmland) to provide
a favourable habitat for insects, small mammals and other
animals. Measures of this type should be thought as an integral part of the Marche Region’s agricultural and rural
development policies.
These conservation guidelines should also help a reassessment of other issues (e.g. the territorial fragmentation
may be viewed not as factors not negative but rather potentially increasing the nesting habitat options available to
shrikes and other species. In order to understand the eco48
logical units which compose the agricultural environment
(Biondi et al. 2007) and reconstruct the complex web of
habitat interrelations, a cohesive set of such environmental management measures should be developed, and then
monitored constantly for testing their contribution to local
biodiversity.
Acknowledgements – We thank Nicola Baccetti, Adriano De
Faveri, Emilio Baldaccini, Riccardo Santolini, Mauro Furlani and
Maria Balsamo for their useful comments; Yanina Benedetti, Paolo Magalotti, Alessandro Fosca and Catia Berzigotti for helping in
the English version of the manuscript and the anonymous referees
for the improvements of the text.
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Associate Editor: D. Campobello
49
Avocetta 35: 51-52 (2011)
Difference in nest concealment and mortality rate in
house sparrow Passer domesticus in urban
and rural areas of Lucknow, India
ABHIJIT MAZUMDAR1, PRABHAT KUMAR2
1
2
3-B Murlinagar, Cantt Road - 226001 Lucknow UP (India) ([email protected])
319 Indra Nagar - Lucknow UP (India)
Abstract –
house sparrow Passer domesticus in urban and rural areas of Lucknow, India. We found
to the loss of natural nesting sites due to anthropogenic factors in urban areas.
INTRODUCTION
Birds breed in urban as well as rural areas. However, differences have been observed in their breeding ecology in
the two areas. Salvati et al. (1999) studied breeding ecology of kestrels Falco tinnunculus in urban, suburban and
rural areas of central Italy and found nest density very high
at city centre (1.9 pairs/km2) and high in suburbs (0.6 pairs/
km2). Breeding success was consistent with that of other
among study areas in density, spacing, use and reoccupation of nest sites. The house sparrow Passer domesticus is
a resident species and a commonly sighted bird in India. It
feeds on insects and grains. It breeds from March to June
in north India, September and October in central India and
throughout the year in southern India (Ali 1992). These
birds build well-concealed nests where lay eggs and raise
their young. We studied nest concealment of these birds,
attack of predators on their nests and their mortality rate in
urban and rural areas of Lucknow, India.
nests we observed parental behaviour in nest construction
wherein birds returning with dry grass and leaves led us
to under-construction nests. We searched for nests relying on information from local people. Bird droppings at
times led us to the nests. A 8X42 binocular and 40X telescope were used to study predatory attacks on the nests.
The nests were marked with a wooden stake at a 10m
distance from them. The nests were observed every second day (two hours in the morning, two in the afternoon
and two at night). All mean values are accompanied with
standard deviation (SD).
We measured nest concealment from four directions
(North, East, South, West) at 1m distance from the nest
at nest height level. We estimated mean percentage of the
nest concealed to nearest 10% (Burhans 1997). For example, a nest visible 20% received an 80% score.
RESULTS
METHODS
The rural nests were better concealed with a score of 65%80% (72.2±2.6) as against urban nests 30%-45% (34±3.2).
A two-tailed t-test revealed the difference between urban
We located 40 nests of the house sparrow in urban areas of Lucknow (26°, 55¢N, 80°, 59¢E: 450 meters above
sea level), India, in a 64 km2 area and another 80 nests on
the city’s outskirts (64 km2) among dense vegetation and
farmland, from March 2009 to June 2009. For locating the
P<0.05).
We studied the attack of predators on urban and rural
nests. In all 15 urban nests were attacked by predators: one
attack not harmful to the brood, 5 attacks on eggs, 9 attacks
on nestlings in which 36 nestlings were killed. The urban
51
Mazumdar and Kumar
nests were attacked by cats (8 nests), mongooses (2 nests),
kites (2 nests), snakes (3 nests).
As many as 18 rural nests were attacked: two attacks
not harmful to the brood, 7 attacks on eggs, 9 attacks on
nestlings in which 38 nestlings were killed. The rural nests
were attacked by cats (10 nests), mongooses (3 nests),
kites (2 nests), snakes (3 nests). Mortality rate among urban nests was 28.75%. In all 46 hatchlings died: 36 killed
by predators, bad weather (4), accidentally falling off nests
(2), diseases (4). Mortality rate among rural nests was
14.7%. In all 50 hatchlings died: 38 killed by predators,
bad weather (4), accidentally falling off nests (3), diseases
(5). A two-tailed t-test revealed the difference in mortality
cluded that nest predation rates are lower in urban areas
than non-urban areas.
Fontaine and Martin (2006) demonstrated that birds
can assess nest predation risk at large and that nest predation plays a key role in the expression of avian reproduction strategies.
Mazumdar and Kumar (2006) studied the nesting ecology of Redwhiskered Bulbul Pycnonotus jocosus in urban
and peripheral areas of Lucknow, India. The city centre
nests were less in number, showed clumping, had lesser
mean depth, clutch size, height, had greater mortality rate,
lower nesting success and took a longer duration to complete in comparison to nests on city periphery, which was
attributed to better nesting conditions and food availability
on city outskirts.
DISCUSSION
REFERENCES
ment among urban and rural house sparrows to better nestcant difference in mortality rate among house sparrows.
We concluded that loss of natural nesting sites due to anthropogenic factors in urban areas was responsible for the
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from nest predation for an urban “winter”, the North Mockingbird (Mimus polyglottos)? Proceedings of IV North American Ornithological Conference, p. 355.
rate in urban and rural areas.
Hochachka et al. (2006) found birds varied across rural to urban gradient for several species. Mac Gregor-Fors
et al. (2006) studied the effect of urbanization on avian
communities in tropical areas. They concluded that species
richness is inversely related to urbanization degree while
total bird density increases with it.
Stracey and Robinson (2006) studied the nests of
northern mocking bird Mimus polyglottos, northern cardinals Cardinalis cardinalis and brown thrashers Toxostoma
rufum to assess if there were consistent patterns in nest
predation rates for different species. They monitored nests
in parking lots, residential areas and natural areas and con-
Associate Editor: A. Sorace
52
Avocetta 35: 53-60 (2011)
Le comunità ornitiche degli ambienti aperti della
Sila Grande (Calabria) con note sull’apparente
Saxicola rubetra,
Regulus regulus e Carduelis spinus
ALBERTO SORACE
SROPU - Via Roberto Crippa 60 D/8, 00125 Roma ([email protected])
Abstract – Breeding bird communities of open habitats in the Sila Grande Massif (Calabria, Southern Italy) with notes on the possible
decrease of Saxicola rubetra, Regulus regulus and Carduelis spinus populations.
-
of conservation concern, Lullula arborea
viscivorus
Regulus regulus e Carduelis spinus
Saxicola torquata and Turdus
Saxicola rubetra
-
Riassunto
specie ecotonali. Tra le 16 specie presenti di interesse conservazionistico, Lullula arborea
Saxicola torquata e Turdus viscivorus
e durante alcune escursioni nelle aree boschive circostanti, Regulus regulus e Carduelis spinus non sono stati rilevati. Maschi in canto di
Saxicola rubetra
dionali, anche alcune specie che rivestono un particolare
INTRODUZIONE
et al
et al.
1996) e sull’ornitofauna della Sila (Moltoni 1964). Risul© 2011 CISO - Centro Italiano Studi Ornitologici
nero Dryocopus martius, lo Stiaccino Saxicola rubetra, il
Regolo Regulus regulus e il Lucherino Carduelis spinus,
areale europeo con popolazioni isolate dai principali centri
di diffusione continentali (Moltoni 1964).
Alcuni dati pubblicati di recente per l’area della Sila
Circaetus gallicus, Dryocopus martius, Dendrocopos medius). Tuttavia lo Stiaccino, il Regolo e il Lucherino ri53
Sorace
line transect
anche Mingozzi 1984).
ni sullo status di Stiaccino, Regolo e Lucherino nell’area.
sono stati elaborati per ottenere l’abbondanza, espressa co-
dionale, si aggiunge un interesse generale per la caratte-
durante i transetti.
et al. 1996, Sorace
et al. 1999, Lorenzetti et al. 2004, Vuerich et al. 2006, Londi et al. 2009,
Velatta et al. 2010).
-
METODI
-
Line
Transect Method
et al.
ne, sono stati effettuati 14 transetti distribuiti in otto aree
-
-
boschive. Le caratteristiche di ciascun transetto sono riportate in Tab. 1.
parte del territorio della Sila Grande.
Sono stati considerati solo i dati di individui rileva-
-
RISULTATI E DISCUSSIONE
estensione dell’area investigata nella Sila Grande, rispetto
dal 14 al 18 giugno 2008, in giornate senza pioggia e con
vento assente o leggero.
-
alla base di questo risultato. Tuttavia, anche nel caso del
totale dei transetti effettuati nelle aree reatine, la cui lun-
54
di un’elevata ricchezza di specie portando a contattare an-
150,2
113,2
675,7
DS
145,6
206,4
1404,7
890,6
200
100
140
100
200
200
110
80
11,5
11,4
18
6
1
2
0
12
Longitudine Distanza min. Cespugli
da boschi
media
1294
Latitudine
190
1429,7
1424
1449
1682
Latitudine Longitudine
punto iniziale punto iniziale
449
601
2068
429
481
Lunghezza Quota iniziale
Lago di Cecita 1
Lago di Cecita 2
M. Altare 1
M. Altare 2
Serra Carlo Magno 1
Serra Carlo Magno 2
Silvana Mansio
Macchialonga 1
Macchialonga 2
Transetto
Tabella 1
9,9
6,8
0
0
0
1
0
0
2
2
0
20
Terreno
nudo
17,2
32,8
10
20
40
20
69
Erba
10,3
31,6
20
40
20
20
29
Erba
19,1
29,2
40
20
19
10
0
10
Erba
Le comunità ornitiche degli ambienti aperti della Sila Grande
55
Sorace
Tabella 2
-
Mean values (± SD) of abundance (ind/km) and relative frequency (pi) of the recorded species; IC = species of conservation concern; X = included in All. I of Dir. 79/409/CEE; 2 = SPEC 2, 3 = SPEC 3 (BirdLife International 2004); LR =
Low Risk in Italian Red List (LIPU e WWF 1999).
Specie
media
ds
pi
IC
0.160
Lullula arborea
Saxicola torquatus
2.2920
Turdus viscivorus
2.2100
Corvus cornix
2.0192
0.090
2.0119
0.082
-
Carduelis cannabina
2
Emberiza cirlus
-
Emberiza calandra
2
1.4484
-
1.1809
Serinus serinus
Lanius collurio
1.2461
Carduelis chloris
1.0226
0.042
-
0.029
Oenanthe oenanthe
Emberiza cia
0.6219
Coturnix coturnix
0.6061
-
1.2204
Sylvia communis
0.021
Sturnus vulgaris
Motacilla alba
0.6689
Turdus merula
0.6694
Fringilla coelebs
0.2910
Petronia petronia
0.2010
0.6264
0.018
-
0.012
-
0.008
-
Pica pica
Alauda arvensis
0.006
Phoenicurus phoenicurus
0.006
2
0.006
-
Carduelis carduelis
0.1420
-
Cyanistes caeruleus
Falco tinnunculus
0.004
Periparus ater
0.004
-
Anthus trivialis
0.004
-
Garrulus glandarius
Hirundo rustica
0.0616
0.1814
Upupa epops
0.0616
0.1814
0.1994
Columba palumbus
0.0418
0.0889
Buteo buteo
Cuculus canorus
-
0.002
Passer montanus
Passer italiae
0.002
0.002
Anthus campestris
0.0141
0.002
-
0.001
-
0.001
-
dono parte delle aree investigate (i.e. accesso interdetto
teresse (Tab. 2). Lo scarso disturbo antropico di cui go56
Tabella 3
Breeding community
parameters in open habitats of Sila Grande area. S = Richness, A = Abundance, H = Diversity, J = Equitability, % nP = % of non passerines, no. dom. = number of dominant species.
Area
S
A
R.N Torriccchio (Appennino
12
-
Altopiano di Rascino (RI)
10
Monti della Laga (RI)
8
Sella di Leonessa (RI)
8
J
-
-
-
Monte Greco (AQ)
24,6
1,9
0,90
2,0
19,4
-
22
-
2,9
10
-
2,0
18
-
2,9
-
2,9
0,82
Sila Grande
a
2,0
a
-
10,0
-
0
-
0
-
-
Sorace 1996
-
Lorenzetti et al. 2004 a
0
-
Vuerich et al. 2006 a
11,1
-
Mancinelli et al. 2009 a
9
Rilievi effettuati con stazioni di ascolto
et al. (1989), i dati raccolti lungo un chi-
-
-
piccola Lanius collurio
-
il Calandro Anthus campestris
-
-
bolini 2009, Londi et al
-
landra
Carduelis canabina e lo Strillozzo Emberiza ca-
-
Saxicola torquatus e la Tordela Turdus viscivorus sono risultaet al. 1988, Gelli-
et al.
-
Riguardo alle specie di interesse conservazionistico,
Circaetus gallicus, Calandrella Calandrella brachydactyla e
Averla capirossa Lanius senator
et al.,
-
57
Sorace
La Calandrella Calandrella brachydactyla (specie inritoriale, sono stati avvistati il 2 Maggio in un’area vicina
lata in passato per l’area (Moltoni 1964, Mingozzi 1984,
-
Lanius senator
et al. 1992, Meschini e
-
contattato nessun individuo di Regolo e Lucherino, specie
proprie delle foreste boreali ad areale relitto in Calabria,
senza nelle zone appenniniche potrebbe regredire per efet al
et al.
-
calabra (Scebba et al.
-
et al
individui di questa specie, di cui alcuni in canto, sono staMagno, Silvana Mansio) delle otto aree studiate. La preRingraziamenti –
-
-
-
et al
Anche i dati del Pan-European Common Bird Monitoring
Scheme
-
della Regione Calabria, ed effettuato da Agriconsulting S.p.A.
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gionale Scienze Naturali, Torino.
La-
-
-
-
nius collurio
.
pp.
59
Sorace
Alauda arvensis e tottavilla Lullula arborea nell’Appenni-
-
-
-
Associate Editor: T. Mingozzi
60
Avocetta 35: 61-64 (2010)
Columns - Rubriche
-
-
Popolazioni di uccelli acquatici in italia - update
A CURA DI MARCO GUSTIN1 E ALBERTO SORACE2
Questa rubrica, come già accaduto in passato, ha lo scopo
riproduttivo) delle specie “rare” o comunque localizzate di
Si invitano tutti gli ornitologi italiani a collaborare,
consapevoli dell’importanza di aggiornare annualmente
colonizzazione nel nostro Paese, comunicando ai curatori
della rubrica i dati in vostro possesso, in particolare sulle
seguenti specie:
Marangone minore (
), Airone
bianco maggiore (
), Tarabuso (Botaurus stellaris), Cicogna nera (
), Mignattaio
(
), Spatola (Platalea leucorodia), Fenicottero (
), Volpoca (Tadorna tadorna), Anatra marmorizzata (
),
Moretta (
), Moretta tabaccata (
ca), Edredone (
), Smergo maggiore
(
), Pernice di mare (Glareola pratincola), Beccaccia di mare (
), Chiurlo
maggiore (Numenius arquata), Pittima reale (Limosa limosa), Gabbiano corallino (
), Gabbia-
no roseo (
), Sterna zampenere (Gelo), Sterna di Rueppel (
),
Beccapesci (
), Mignattino piombato
(
), Mignattino alibianche (
leucoptera), Mignattino comune (
), Forapaglie comune (
) e Basettino
(Panurus
Chiunque sarà disponibile a fornire dati su queste specie potrà inviare le proprie segnalazioni sotto forma di breperiodo riproduttivo (settembre-ottobre) dell’anno al quanell’anno 2002 (Avocetta, 29: 41-55), in questa fase di rilancio della rubrica saranno prese in considerazione anche
osservatori e la citazione consigliata di una segnalazione
dovrebbe essere effettuata secondo questo modello: Marangone minore
, Piallasse e Valli
1
43100 Parma;
2
61
Columns - Rubriche
Book Reviews - Recensioni
-
-
mi sono sottratti ogni anno alla vita selvatica; nel 2004 ne
sono stati catturati oltre centomila, in particolare verdoni
, fringuelli
, fanelli Care verzellini
-
Gauci e Victor Falzon, leader nella conservazione della na-
cambiare; dal 2009 la cattura di fringillidi è illegale, sebbene sia consentita l’uccellagione a tortore, quaglie e pivieri dorati (Pluvialis apricaria); ancora i controlli non sono
molto rigidi e il divieto di cattura di fringillidi è un obiettivo che potrà essere raggiunto solo in tempi lunghi; le sta-
SULTANA J, BORG JJ, GAUCI C, FALZON V
-
maltese è antica ed ha avuto sempre rappresentanti di ottidue guide illustrate sugli uccelli maltesi ed un atlante degli
tologi molto impegnati sia nello studio degli uccelli, sia
nell’inanellamento, sia nella conservazione e tutela degli
habitat, che nel corso degli ultimi anni ha visto una part-
2
-
per km2
cacciatori, 50 per km2
nel capitolo introduttivo vi è una sintetica descrizione delle isole e la storia dell’ornitologia locale; vi è anche una
sintesi delle lotte che gli ornitologi hanno dovuto affrontare per vedere rispettati i diritti internazionali degli uccelli
bile tra le 10 e le 20 pagine, che sintetizzano fedelmente lo
stato di ciascuna, riportando fedelmente tutti i dati storici e
la posizione sistematica, la distribuzione, i caratteri distintivi, il canto, la dieta, lo status, l’habitat, la distribuzione,
il comportamento riproduttivo, gli studi in corso, l’anda-
zione che in passato hanno avuto delle leggi venatorie e
del fatto che la caccia è diretta in larga misura a specie migratrici, che quindi coinvolgono gli interessi di diversi altri Paesi europei ed almeno un paio di continenti, Africa ed
diversi legati alle attività di conservazione che nel tempo
sono state rivolte a ciascuna specie, come la creazione di
isole di ghiaia per i corrieri piccoli (
)o
i francobolli con il passero solitario (Monticola solitarius),
Malta è anche caratterizzata da un’antica tradizione di
uccellagione, dalla cattura di uccelli in siti appositamente
)e
quaglie (
) sono state catturate e consumate nelle tavole dei maltesi, mentre i fringillidi sono sta-
Particolarmente curati e ricchi di informazioni sono gli
uccelli marini, berta maggiore (Calonectris d. diomedea),
berta minore mediterranea (
) e uccello
delle tempeste mediterraneo (
melitensis
63
Columns - Rubriche
tenuti con i GPS, ma anche gli spostamenti tra le isole di
Cettia
cetti), l’alimentazione del beccamoschino (Cisticola juncidis), la longevità dell’occhiocotto (
)
in tempi storici della taccola (Corvus monedula) è abbastanza sintomatica del rapporto uomo-natura che ha caratterizverte attraverso la lettura di questo bel volume e la visione
Seguono capitoli di minore lunghezza dedicati a un nu-
L’opera è certamente il risultato delle nozioni acquisite durante l’intera vita degli autori in materia ornitologica,
ma anche delle capacità di interazione di un gruppo molto
logica inglese, tuttavia perfettamente integrato nella realtà
avanti con molto impegno da parte dei maltesi che si ocmolto probabilmente è la causa del fatto che alcune specie
Falco tinnunculus), il pellegrino (
), il barbagianni (
64
a meno di consultare questo volume, che quindi non potrà
Bruno Massa

avocetta - CISO-COI

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