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UNIVERSITÀ DEGLI STUDI DI PADOVA
DIP.TO TERRITORIO E SISTEMI AGRO-FORESTALI
Pubblicazione del Corso di Cultura in Ecologia
ATTI DEL XXXVIII CORSO
Corso di Cultura in Ecologia
Monitoraggio ambientale:
metodologie ed applicazioni
A cura di
Tommaso Anfodillo e Vinicio Carraro
Centro Studi per l'Ambiente Alpino
S. Vito di Cadore, 3-6 settembre 2001
INDICE
Premessa.......................................................................................................................... 1
Marco Ferretti
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the
integration between networks......................................................................................... 3
A. Benassi , G .Marson, F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
Progetto di riqualificazione e ottimizzazione delle reti di monitoraggio della qualita’
dell’aria del veneto......................................................................................................... 55
Serena Fonda-Umani
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche ................ 73
Pier Luigi Nimis
Il biomonitoraggio della “qualità dell’aria” tramite licheni.......................................... 91
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
Techniques of ozone monitoring in a mountain forest region: passive and continuous
sampling, vertical and canopy profiles........................................................................ 103
Anne Thimonier, Maria Schmitt, Paolo Cherubini, Norbert Kräuchi
Monitoring the Swiss forest: building a research platform ........................................ 121
Riccardo Valentini
Metodologie di studio della produttività primaria di ecosistemi forestali ................. 133
Carlo Urbinati, Marco Carrer
L'analisi degli anelli legnosi come strumento per il monitoraggio climatico ............. 143
Wilfried Haeberli
Glacier and Permafrost Monitoring in Cold Mountain Areas as part of global climaterelated observation ...................................................................................................... 159
Roberto Caracciolo
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale ........................ 169
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
Visita ai siti sperimentali di Col de la Roa e Cinque Torri………………….…………..197
PREMESSA
La necessità di valutare i cambiamenti ambientali in atto (come, ad esempio,
l’aumento della concentrazione di CO2 in atmosfera o le variazioni di temperatura
della troposfera e degli oceani) sta mettendo sempre più in evidenza l’importanza di
avere a disposizione rilevamenti di lungo periodo che possano consentire
l’identificazione di una variabilità temporale.
Ciò ha determinato un notevole incremento di siti di monitoraggio dei più diversi
caratteri dell’ambiente, mirati a seguirne nel tempo le dinamiche e, possibilmente, a
identificarne le cause di variabilità.
Con questo Corso si vuole cercare di riassumere le più significative esperienze di
monitoraggio e di definirne le caratteristiche, le potenzialità ed i limiti con un
approccio interdisciplinare.
Verranno quindi discusse le esperienze maturate su diverse attività di
monitoraggio, sia in ambiente terrestre (con attenzione particolare all'area alpina),
sia in ecosistemi marini.
Il Corso si apre con una relazione ricchissima di riferimenti che presenta in modo
completo lo “stato dell’arte” nel settore e pone in rilievo le problematiche più
importanti delle attività di monitoraggio: dalla certificazione del dato, alla gestione
delle reti di rilevamento, alla loro integrazione (Marco Ferretti).
A seguire, la relazione di Alessandro Benassi in cui viene affrontato, in modo
analitico e spiccatamente operativo, la problematica della riqualificazione dei siti di
rilevamento della qualità dell’aria esistenti, ai fini dell’adeguamento agli standard
richiesti dalle normative europee.
L’interdisciplinarietà, che caratterizza il Corso, si manifesta molto chiaramente con
la relazione di Serena Fonda-Umani che tratta delle caratteristiche dei sistemi di
monitoraggio in ambiente marino, specificandone le peculiarità ed evidenziando le
differenze rispetto a quelli impiegati in ecosistemi terrestri.
La relazione di Pier Luigi Nimis e quella di Carlo Urbinati rappresentano due
esempi di come il controllo continuo dei fattori dell’ambiente possa essere condotto
utilizzando non solo strumentazioni tecnologicamente sofisticate, ma anche organismi
viventi che, rispondendo alle variazioni ambientali, sono in grado di “registrare” tali
variazioni o rendere testimonianza di un cambiamento. Le informazioni che si possono
trarre dagli organismi viventi sulla variabilità pregressa dell’ambiente sono
importantissime poiché, di frequente, è possibile valutare cambiamenti avvenuti in
periodi piuttosto lunghi (secoli, millenni).
Ogni serie temporale ha in sé delle componenti di variazione che dipendono da
numerosi fattori agenti in modo sinergico sulla variabile stessa. Per questo è
necessario procedere all’analisi delle serie di dati con strumenti anche sofisticati che
consentano di estrarre il “segnale” che interessa. Delle metodologie di analisi delle
serie temporali tratta la relazione di Andrea Pitacco.
Giacomo Gerosa presenta, invece, la possibilità operativa di realizzare attività di
monitoraggio dell’ozono troposferico in zone remote (come sono tipicamente quelle
forestali) utilizzando campionatori passivi; vengono descritte le caratteristiche,
definiti i principi di funzionamento e valutata l’affidabilità in comparazione con
analizzatori in continuo.
Anne Thimonier presenta l’esperienza che in Svizzera si è svolta relativamente al
monitoraggio di lungo termine in ecosistemi forestali. Queste attività, iniziate per
indagare le ragioni di fenomeni specifici come il declino delle foreste, si sono poi
ampliate ad uno spettro di analisi più ampio, che riguarda tutte le relazioni uomoforesta.
Delle possibilità, sviluppate solo di recente, di analizzare la funzionalità degli
ecosistemi forestali tratta l’intervento di Riccardo Valentini. Gli ecosistemi forestali
scambiano CO2 con l’atmosfera e contribuiscono a determinarne la concentrazione. La
quantificazione di tale contributo, in relazione alle altre fonti/sorgenti viene valutato
analiticamente alla luce delle più recenti ricerche condotte su tale argomento
Il contributo di Roberto Caracciolo inquadra l’attività, dell’ANPA, a cui (in
collaborazione con le agenzie regionali e provinciali) sono stati affidati per legge il
monitoraggio e il controllo ambientale nel nostro paese.
A chiudere il Corso sarà l’intervento di Wilfried Haeberli, la cui esperienza sul
monitoraggio della dinamica dei ghiacciai si è maturata con l’osservazione di
ghiacciai di tutto il pianeta. La valutazione delle dinamiche di tali sistemi ha
contribuito in modo significativo alla quantificazione dei cambiamenti climatici
pregressi ed in atto.
L'organizzazione del Corso ha impegnato noi ed altri colleghi del Dipartimento.
Vorremmo perciò porgere i nostri più sentiti ringraziamenti:
a Franco Viola per la fiducia accordataci e per l’aiuto nell’organizzazione del Corso;
a Ileana Dainese, Ilaria Giraldin e Luisa Visentin e per il fondamentale supporto
di segreteria;
a Roberto Menardi, Fausto Fontanella e Carmen Filoso, del Centro Studi per
l'Ambiente Alpino di S. Vito di Cadore per il sempre essenziale supporto tecnico e
logistico e per la passione che li anima;
al Comune di S. Vito di Cadore, alla Provincia di Belluno, alla Comunità Montana
Valle del Boite che, con il loro contributo economico, hanno consentito la realizzazione
di questo Corso.
Le stazioni di monitoraggio, oggetto delle visite tecniche e descritte nell’allegato,
sono state realizzare grazie al contributo del progetto Interreg II – AVEN221015 e al
progetto MURST IMPAFOR.
Padova, 28 agosto 2001
Tommaso Anfodillo
Vinicio Carraro
Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001: 3-54
ECOSYSTEM MONITORING. FROM THE INTEGRATION
BETWEEN MEASUREMENTS TO THE INTEGRATION
BETWEEN NETWORKS1
Marco FERRETTI
LINNÆA ambiente Srl - Firenze
4
Marco Ferretti
1. INTRODUCTION2
The detection of environmental change arising from large-scale long-term
monitoring programmes has been of proven value in warning politicians and the
public about dangers to the environment and in informing policy responses. Examples
of fruitful co-operation in this field are the Intergovernmental Panel on Climate
Change (IPCC) and the Critical Loads approach (Innes, 1998; Posch et al., 1998; Bull
et al., submitted). As a result there is now increased awareness, particularly amongst
users of environmental data and information, of the role that co-ordinated
measurements across large-scale networks may have in detecting, interpreting,
reporting and forecasting global change (e.g. Bricker and Ruggiero, 1998, Urquahrt et
al., 1998).
The benefits of long-term integrated monitoring at permanent sites have been well
documented (Bruns et al 1991; Risser, 1991; Heal, 1991; UNESCO, 1992; Burt, 1994;
Summers and Tonneson, 1998; Pryor et al, 1998; Waide et al., 1998; Beard et al., 1999;
Ruggiero, 1999). These sites can be used to: (1) establish reliable estimates of baseline
values for significant environmental variables and indicators; (2) provide early warning
of any long-term changes in these variables; and (3) develop generic models of predictive
value as a basis for environmental management and use of natural resources. This
approach is also becoming increasingly important in Europe where the monitoring,
preservation and enhancement of the environment is more and more based on an
ecosystem approach, as demonstrated in the approaches being adopted to meeting the
requirements of the Convention on Biological Diversity (United Nations 1995) and the
European Commission’s Water Framework Directive (COM(97)49).
Long-term approaches to integrated monitoring are of particular interest for
several different reasons. When trend detection is a central issue as in global change,
a long-term view is important, since many ecological processes operate at a temporal
scale broader than is typically considered by traditional ecological research
(Magnuson et al., 1991). Long-term may have different meanings, according to the
resource being considered and the phenomenon under investigation (Innes, 1998).
However, it can be defined as the time scale which enables signals of environmental
change to be distinguished from background noise. The biggest benefit of a long-term
perspective is that it allows an improved interpretation of monitoring data (Innes, 1998).
This is especially true when there are high chances for short-term fluctuations and
changes (e.g. Magnuson et al., 1991; Ferretti et al., 1999) as is the case in many
ecosystems. In addition, transient phenomena, rare events and subtle processes can be
missed by short-term studies (Pickett, 1991). In this paper we consider "long-term" to
cover sites where there is a commitment to maintain scientific and monitoring
programmes beyond the usual length of a scientific research programme or funding cycle
of 3 to 5 years (e.g. Pickett, 1991). More precisely, the benefits of long-term ecological
data are obvious when data series cover 20 years or more. For example, trends in
ecosystem response to various kind of stressors may be cyclical, directional, episodic or
catastrophic (Heal, 1991). According to the nature of the stress and the indicator
considered, responses to external disturbances may be delayed (e.g. slow turnover time)
or take place through a series of related short-term events (Heal, 1991), the final results
being obvious only after several years, i. e. in the long-term (Likens, 1989). In this
context, the relationship between research and monitoring is an important aspect
because to understand processes at ecosystem level, research needs long-term
monitoring data.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
5
The integrated approach is also an important feature of an ecosystem monitoring
programme. In this paper we define integrated monitoring as "the systematic,
consistent and simultaneous measurement of physical, chemical, biological and socioeconomic variables of different ecosystem compartments, over time and at specified
locations". Societal attributes are incorporated in this definition since they can be
both important factors in determining changes (e.g. Rapport et al., 1998) and
important impact variables. Monitoring programmes that observe a limited number of
parameters and/or individual compartments of the ecosystem may establish states
and past trends of the targeted entity, but they are of limited value for understanding
processes, modelling, forecasting change and developing scenarios. The integrated
monitoring
approach
fits
logically
within
the
DPSIR
(Drivers:Pressures:State:Impacts:Response) framework currently being used by the
European Environment Agency to report on the European Environment (EEA 1999).
By monitoring a wide range of pressure, state and impact variables at long-term sites
it is possible to gain an understanding of how ecosystems function and respond to
change. Coupling monitoring with modelling would make it possible to predict what
will happen in the future and evaluate the success of response (mitigative) strategies
(Bricker and Ruggiero, 1998; Forsius et al., 2000).
The aim of this paper is to consider ecosystem monitoring in the light of the
increasing demand for coordination and integration between existing initiatives.
While the discussion is of interest for the monitoring of natural and seminatural
ecosystems, the focus will be on long-term integrated monitoring and on forest
ecosystems. This is because two order of reasons: first, long-term integrated
monitoring is a good example of how ecosystem monitoring is a complex matter;
second forests can be used purposefully to explain background, reasons, pros and cons
of ecosystem monitoring at a variety of temporal and spatial scales. Problems
encountered in long-term forest ecosystem monitoring offer a good basis for debating
and clarify many of the questions arising when addressing the concept of integration
and how such a concept challenges scientists in various field, from ecology to
environmetrics. In this respect, strategies towards integration between existing
monitoring systems need to consider user requirements and practical constraints
arising from long-term objectives. Although the discussion it will concentrate on
issues pertaining to European scale data requirements, it will also refer to
requirements at smaller (national, local) and larger (global) scales.
The paper will start with some basic issues about monitoring (section 2), including
definitions, design and planning, and main initiatives in ecosystem monitoring in
Europe (section 3). Section 4 and 5 will be devoted to the integration issue.
2. ABOUT MONITORING1
2.1 DEFINITIONS
There are several definitions of monitoring and such a term has been applied to a
variety of activities aimed at collecting environmental data. Monitoring studies are
defined as “systematic observations of parameters related to a specific problem,
designed to provide information on the characteristics of the problem and their
changes with time” (SCEP, 1970, quoted by Spellerberg, 1994 p. 18), as “a process of
detecting whether change has occurred, establishing its direction and measuring its
1
after Ferretti, 1997, Ferretti et al., 2001 and Ferretti and Ehrardt, 2001
Marco Ferretti
6
extent" (Ferris-Kaan and Patterson, 1992, p. 1), or ".. tracking a particular
environmental entity through time, observing its condition, and the change of its
condition, in response to a well-defined stimulus" (Stevens, 1994, p. 1). More recently,
Elzinga et al., (2001) stress the role of monitoring as a functional element within the
“adaptive management” of natural resources. They define monitoring as “the
collection and analysis of repeated observations or measurements to evaluate changes
in condition and progress toward meeting a management objective” (Elzinga et al., p.
2). Accordingly, “monitoring is only initiated if opportunities for change in
management exists” (Elzinga et al., p. 2). In this context, monitoring is firmly linked
to resources management and is conceptually distinguished from other activities like
inventories, surveillance, measuring changes, baseline studies and long-term studies.
Although all the above definitions differ, they all emphasise the time dimension of
(bio)monitoring, i.e. the difference between an assessment carried out at a given time
(metaphorized by “a photograph”, Wittig, 1993) and a series of assessments over time
(“a movie”, Wittig, 1993). Thus, monitoring design should ensure soundness and time
consistency of data and should permit to separate random fluctuations (“noise”) from
real directional trends (“signals”). Implicit to the above definitions is also the
systematic and organized nature of monitoring studies, that usually involve many
steps, most of which are subject to errors (e.g. Wagner, 1995).
2.2 DESIGN AND PLANNING
The design process of a monitoring programme involves several steps, most of
which are reported in Fig. 1 and Table 1 and 2.
-Conjecture
-Legal mandate
-Research objectives
-Previous studies
-Intuition
General assessment/monitoring
area and theme
-Literature
-Conceptual model
Specific problem
WHAT:
choice of variables/indicators
HOW:
measurement methods
Sampling and
field and laboratory work
Data analysis
-Descriptive statistics
-Test of hypothesis
-Multivariate analysis
-Modelling
WHERE / WHEN:
sampling design
Conclusions
Unusable data
Investigation process
Feedback
FIGURE 1. Relationships among the phases of an assessment and monitoring programme
(modified after Legendre and Legendre, 1998).
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
7
TABLE 1. Main design issues, related areas of concern, example of typical themes and benefits
arising after full consideration (based on Cline and Burkman, 1989; Markert, 1993; Wagner,
1995). Example for biomonitoring studies (after Ferretti and Ehrardt, 2001)
Benefits related to
full consideration of
the design issue
Design issue
Areas of concern
Examples of typical themes
Definition of the scientific problem
Identify the nature of the study
Clarify the objective
Identify the target population
Identify the domain of the study
Select suited indicator/indices
Understanding data/information needed
Clear and concise statement of the objectives
Characteristics of the object of the statistical inference
Ecological, geographical and temporal coverage of the study
Unambiguous selection of indicator and indices
Assessment-monitoring > status-changes; cause-effect; BACI
Identification of spatial pattern of ozone by plants
Ozone symptoms on individual plants, sites or entire regions
Individuals-ecosystems; sites-regions; 1 week - 10 years
Ozone > Nicotiana tabacum Bel W3 > leaf injury
Sampling design
Definition of the survey form
Definition of sampling strategy
Locational methods
Sampling density
Sampling tactic
Fashion of the survey through time
Inferential process
Distribution of the sampling units over the study area
Number of sampling units over the study area
Selection of subsamples within the sampling unit
Temporary plots; permanent plots; partial replacement
Probabilistic; non-probabilistic (model-based)
Random, systematic, nested; multistage; stratified;….
1….n sampling unit every 1 km2
4 clusters, 3 plants each; N-E-S-W directions; 25 m from centre of unit
Allows formal
definition of nature,
itheration, selection
and number of (sub)
samples
Quality Assurance
Prepare Manuals
Identify MQOs and DQLs
Adopt Manuals
Personnel training/certification
Intercalibration/ring tests
Field checks
Timing of data/samples collection
Standardization of methods
Formal expression of data consistency and reproducibility
Obtain agreement on the SOPs
Personnel skill
Data consistency/ reproducibility
Data consistency/ reproducibility
Timely sampling/Consistency between subsequent sampling
Guidelines on ozone injury assessment; scoring details; standards
90% of crews' scores must be +/ 1 class of the reference score
Programme managers formally sign the manuals
Repeated exercises and audits
Check whether the crews' scores are within the DQLs
Check whether the visited crews' scores within the DQLs
Injury to be scored from May to October; every Monday; +/- 4 hours
Allows standardized
methods with known
performances
Field & lab work (when needed)
Consider the practical constraints
Transport and conservation of samples
Sample preparation (physically)
Sample preparation (chemically)
Instrumental measurements
Field accessibility, permissions, ….
Correct storage and transmission of samples
Washing, drying, homogenization
Ashing, decomposition, enrichment speciation
Determination of chemical/physical properties of the samples
Formal permission to be obtained for each sampling unit
Samples to be stored at 3°C for max. 24 hours
Leaves to be washed with demineralized water and dried at 65°C
Decomposition to be carried out with nitric acid (0.1 M) for 24 hours
Trace metals must be determined with AAS (specify conditions)
Data management/analysis/reporting
Data base structure
Data storage
Data completeness
Data plausibility
Data accessibility
Distribution functions
Statistical descriptors
Uncertainties
Accuracy and precision
Data reliability
Advanced statistical analysis
Mapping
Selection of adequate system and structure
Archives the data in the database
Actual records vs. expected records
Occurrence of unexpected values
Rules to access the data
Verify normal distribution
Select the use the most suited descriptors
Estimate of both sampling and non-sampling errors
Explicate the degree of reproducibility of the data
Explicate the performance of sample sizes
Select suitable statistical analysis
Select the correct algorithm and mapping system
Relational data bases management systems (RDBMS)
Data entry and/or download from data loggers
No. of leaf injury scores: 8; Expected: 24; Completeness: 30%
Injury score:100; accepted range: 0-10; explain
Password, usercode
Skewness, kurtosis
Mean-median-mode-sum; weighted mean; moving averages;…..
Standard error: 25% of the mean (p:0.05); observer bias: < 15 %
% of data within the accepted DQLs
12 plants per site result in a 30% error relative to the mean
Multiple regression; factor analysis; PCA; TwinSpan;…..
Inverse distance; kriging;…
Allows consideration
of users needs and
clear questions for the
designers
Ensure data
reproducibility and
consistency
Ensure safe
procedures and
logistics
Allows proper data
management, safe
procedures for
accessibility and
correct data analysis
and reporting
TABLE 2. Attributes of success for a long-term monitoring programme. Many are also relevant
to biomonitoring (after Stohlgren et al., 1995).
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
Secure long-term funding
Develop flexible goals
Refine objectives
Pay adequate attention to information management
Take an experimental approach to sampling design
Obtain peer-review and statistical review of research proposal and publications
Avoid bias in selection of long-term plots location
Insure adequate spatial replication
Insure adequate temporal replication
Synthetize retrospective, experimental and related studies
Blend theorethical and empirical models with the means to validate both
Obtain periodic research program evaluation
Integrate and synthetize with larger and smaller scale research, inventory and monitoring programs
Develop an extensive outreach program
Clearly, they are all connected with each other, and the designer has to consider
them as a whole.
Marco Ferretti
8
To be properly addressed, the design process requires some inputs, starting with
the recognition of generic issues, such as the existence of a priori defined objectives
(e.g., legal mandate in compliance with monitoring, sensu Spellerberg, 1994, p.7), the
nature of the problem to be examined, its determinants, their pathways and impacts
(Ferretti, 1997; Hunsaker, 1993; Innes, 1995, 1998; Markert, 1993; Olsen et al., 1999;
Parr et al., 2000, 2001; Stevens, 1994; Stohlgren et al., 1995). Practical aspects like
available expertise and resources are also relevant (e.g. Wolterbeek and Bode, 1995).
It is important to recognize the design issues underlying the implementation of the
monitoring programme and this is even more important when thinking from the
perspective of integration between programmes.
3. ECOSYSTEM MONITORING IN EUROPE: MAIN INITIATIVES2
Assessment and monitoring of terrestrial ecosystems in Europe has a long history.
For example, an early attempt at monitoring can be traced back to the 18th century,
when a forest census was undertaken in Tuscany (central Italy) to ascertain the
extent of wood resources for different purposes (e.g. Agnoletti and Innocenti, 1999). In
Switzerland, yield plots for forests were installed in 1888 (Köhl et al., 1994) and
internationally coordinated observations on glaciers were started in 1894
(http://www.geo.unish.ch/wgms/). In recent times, monitoring initiatives have been
mostly based on emerging environmental issues (e.g. air pollution, climate change,
biodiversity). Typically these initiatives have occurred in or have been promoted by
developed economies where resources have been available to fund monitoring efforts.
For these reasons, Europe continues to be the location of many monitoring
programmes.
The preparation of a complete list of current European research and monitoring
programmes and their key characteristics (e.g. target environmental entity, design
features and measurements) is a difficult task in itself and goes beyond the aim of
this paper. For example, Fritz (1991) reported more than 80 international level
initiatives and many others are carried out at national and sub-national level (e.g.
Simpson and Parr, 2000; Ferretti, 1997). In addition, attempts to review monitoring
initiatives are already available (e.g. Fritz, 1991; Bruns et al., 1991; Dyer et al., 1988;
Hornung et al., 1990), an inventory of existing projects was undertaken under
ENRICH, the European Network for Research in global CHange (see
http://www.enrich.hi.is/council/annex_iv.html)_, and a list of Terrestrial Ecosystem
Monitoring Sites (TEMS) is currently being updated by the Global Terrestrial
Observing System (GTOS 1998). Rather, by concentrating on major international
initiatives (Table 3), we want to show (i) the extent of terrestrial monitoring in
Europe, (ii) the diversity of different programmes and (iii) the high potential that the
integration of existing activity could have for supporting informed policy decisionmaking. Major monitoring programmes dealing with freshwaters and glaciers, arctic
and alpine environment, forests and other natural and seminatural systems are listed
below and some of their major features are summarized in Table 3.
2
after Parr et al., 2001.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
9
TABLE 3. Synthesis of major monitoring and research initiatives in Europe with their target
ecosystems, issues, geographicalcoverage and measurements. Each initiative usually has a
number of sub-projects dealing with specific aspects. For acronyms please see the text. (After
Parr et al., 2001).
Organization and Initiative
Target Ecosystem/Compartment
Target Issue
Target
Geographical
Coverage
Measurements
WMO - WHYCOS
WHO/UNESCO/WMO/UNEP GEMSWater
WGMS
UN-ECE ICP-Waters
EU TERI LAKE
IASC FATE
EU TERI ARTERI
MAB-NSN ITEX
US NSF CALM
AMAP
ICSU IGBP
FAO/UNEP/UNESCO/ICSU GTOS
ILTER
EU and UN-ECE ICP Forests Level I and II
UN-ECE ICP-IM
EU TERI
MAB-NSN EuroMAB
Freshwater
Freshwater, groundwater
Glaciers
Freshwater
Terrestrial, freshwaters
Arctic, terrestrial
Arctic, terrestrial
Arctic, terrestrial (tundra)
Arctic, terrestrial (Permafrost)
Arctic, terrestrial and freshwaters
Freshwaters/oceans/atmosphere/terrestrial.
Terrestrial
Terrestrial, freshwaters
Forests
Terrestrial, freshwater
Terrestrial, freshwaters
Terrestrial, coastal, marine
Hydrological cycle
Water quality
Climate, glacier variation
Acidification
Biodiversity
Global change issues
see FATE
Climate
Climate
Pollution
Hydrology, land surface processes, global change,
Changes by natural of anthropogenic impacts
Ecosystem dynamic, global change, pollution
Pollution
Pollution, acidification
N-deposition, biodiversity, global change issues.
Sustainability
Global
Global
Global
Europe, N. America
European
Europe, N. America
European
Europe, N. America
Global
Arctic environment
Global
Global
Global
Europe (N. America)
Europe, N. America
European
Europe, N. America
Water chemistry, meteo
Water chemistry
Physical properties, energy flux
Chemical, physical, biological indicators
Chemical, physical, biological indicators
Active layer thickness, soil properties,..
Chemical, physical, biological indicators
Meteo, plant performance
Active layer, physical properties
Pollutants in media
Chemical, physical, biological indicators
forest cover, land degradation, soil moisture,.....
Chemical, physical, biological indicators
Chemical, physical biological indicators
Chemical, physical, biological indicators
Chemical, physical, biological indicators
3.1 FRESHWATERS AND GLACIERS
High pressure on water resources is one of today’s most important environmental
issues. Increased demand for an adequate quality and quantity of water, chemical and
biological pollution and acidification are typical reasons making the assessment and
monitoring of water resources important. There are several international initiatives
in this field and the most important are briefly summarized here.
The World Meteorological Organization - World Hydrological Cycle Observing
System (WMO-WHYCOS) was launched in 1993 by the WMO in cooperation with the
World Bank, in order to (i) strengthen the technical and institutional capacities of
hydrological services to capture and process hydrological data, (ii) establish a global
network of national hydrological observatories and (iii) promote and facilitate the
dissemination
and
use
of
water-related
information
(http://www.wmo.ch/web/homs/whycos.html). WHYCOS is based on a network of
stations throughout the globe which collect data on
chemical and physical
characteristics of water and meteorological data.
The United Nations Environment Programme - Global Environment Monitoring
System - Freshwater Quality Programme (UNEP-GEMS Water), launched in 1974
within the GEMS to address the understanding of water quality issues throughout
the world. It involves several UN agencies, more than 70 countries (including most
European countries) with about 612 monitoring stations selected among those
pertaining to the national networks. Many physical and chemical parameters are
measured in order to cope with the objective of the programme
(http://cs715.cciw.ca/gems/).
The World Glacier Monitoring Service (WMGS), launched in 1894 to provide
answers to fundamental questions about mechanisms of glacier variations and now to
monitor signals of early-detection of climate change (http://www.geo.unish.ch/wgms/).
The WGMS coordinates the monitoring of 60 glaciers (intensive sites), plus 800
glaciers being measured for their length. Except New Zealand, all major mountain
ranges are covered, with the Alps and Scandinavia having the longest and
uninterrupted series of records.
10
Marco Ferretti
The United Nations Economic Commission for Europe (UN/ECE) International
Cooperative Programme on Waters (ICP-Waters) established by the Executive Body of
the Convention on Long Range Transboundary Air Pollution (CLRTAP) in 1985 with
the aim “to assess degree and geographical extent of surface water acidification,
define long-term trends and variations in aquatic chemistry and biota, and to
evaluate dose-response relationships” (Skjelvåle and Ulstein, 1998). There are 26
countries contributing chemical and/or biological data.
The European Union Terrestrial Ecosystem Research Initiative (TERI) - Long
distance dispersal in Aquatic KEy Species (LAKE) project.
Within
the
TERI
framework
of
gradient
studies
(http://europa.eu.int/comm/research/hometeri.html), the LAKE project considers the
role of migrating birds on the dispersal of aquatic plants and zooplankton and the
effects of such dispersal process on wetlands biodiversity. Measurements relate to
invertebrate ecology and taxonomy, aquatic ecology, molecular ecology and population
dynamics.
3.2 HIGH-LATITUDE (ARCTIC) ENVIRONMENT
The high-latitude (arctic) environment is the collective term for boreal, tundra and
subarctic terrestrial biomes (Price and Apps, 1995). These biomes covers ca. 25% of
the Earth’s land surface and are estimated to contain about 800-900 Pg of the
terrestrial ecosystem's total carbon. The high-latitude environment is the subject of
different initiatives because of its unique characteristics and its expected sensitivity
to global change. In many cases the initiatives described below have already interlinked.
The International Arctic Science Committee - Feedback and Arctic Terrestrial
Ecosystems (IASC-FATE) started in 1992 and was refined in 1993
(http://elcstephen.planteco.lu.se/CIG/IASCGCTE/FATE.html). It aims to understand,
quantify and predict patterns of response of arctic terrestrial and freshwater
ecosystems to global change and the feedbacks from these ecosystems to the climate
system. This involves questions concerning estimates of (i) surface energy and water
balances, (ii) cycling and storage of carbon nutrients, (iii) trace gas fluxes and (iv)
redistribution of species and ecotones. FATE has clear links with other research and
monitoring initiatives like AMAP, TERI, IGBP, ITEX, LTER (see below).
The TERI - Arctic-Alpine Terrestrial Ecosystem Research Initiative (ARTERI)
launched within the TERI (http://www.dpc.dk/ARTERI.html) (see Section 3.1.5).
ARTERI is strongly focussed on global change and its objectives are (i) to provide a
forum for exchange of information and development of collaboration in European
Arctic and Alpine terrestrial research, (ii) to develop a theoretical and practical
framework for integration of the research efforts, (iii) to provide a focus for a
European collaboration with other regional and global research, and (iv) to identify
priorities and proposals for further research, integration and interpretation. ARTERI
has links with FATE, ITEX and AMAP.
Man-and-the-Biosphere - Northern Science Network International Tundra
Experiment (MAB-NSN-ITEX), established in 1990, aims to monitor the performance
of plant species and communities on a circumpolar basis in undisturbed habitats with
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
11
and
without
environmental
manipulations
(http://www.systbot
.gu.se/reserach/itex.html). Currently, there are 20 ITEX sites operated by parties from
13 countries. In Europe: Denmark (Greenland), Finland, Iceland, Norway, Sweden
and Switzerland all host ITEX sites.
The Circumpolar Active Layer Monitoring (CALM) was first launched in 1991 on a
volountary basis, but is now formally supported for 5 year by the U.S. National
Science Foundation (http://www.geography.uc.edu/kenhinke/CALM/). CALM is
designed to monitor and model changes in the thickness of the active layer above
permafrost. In all, 10 countries contribute to the network with 69 sites, with Europe
being represented by Austria, Denmark/Greenland, Poland, Russia, Sweden and
Switzerland.
The Arctic Monitoring and Assessment Programme (AMAP) is concerned with
pollution issues in all compartments of the Arctic environment, including humans.
Monitoring is based on existing national and international monitoring and research
networks and consists of 5 sub-programmes: atmosphere, terrestrial, freshwater,
marine ecosystems and human health.
3.3 FORESTS AND OTHER NATURAL AND SEMI-NATURAL SYSTEMS
This category includes many different ecosystems on which much work has or is
being carried out under the auspices of different organizations and with different
objectives. Although much work is yet to be done, links between programmes like
IGBP, GTOS and ILTER are already established (see below).
The International Council for Science (ICSU) International Geosphere-Biosphere
Programme (IGBP) was established in 1986 with the objective “to describe and
understand the interactive physical, chemical, and biological processes that regulate
the total Earth system, the unique environment it provides for life, the changes that
are occurring in this system, and the manner in which they are influenced”
(http://www.igbp.kva.se/; Koch et al., 1995). IGBP consists of many programme
elements, including: Biological Aspects of the Hydrological Cycle (BAHC), Global
Change and Terrestrial Ecosystem (GCTE), Land-Ocean Interactions in Coastal Zones
(LOICZ) and Land Use/Cover Change (LUCC). In particular, the GCTE is based on
large-scale terrestrial transects and one high-latitude transect has been proposed in
Northern Europe/Scandinavia (Koch et al., 1995).
The International Long-term Ecological Research (ILTER) network was developed
after 1993, first as a U. S. National Science Foundation initiative. Today 21 countries
contributing 200 long-term research sites have joined the programme (Waide et al.,
1998). In Europe ILTER sites are located in the Czech Republik, Hungary, Poland,
UK and Switzerland and are also included in other Networks, as in the case of the
UK Environmental Change Network (ECN) (Parr, 1998). An important concern of
ILTER is to facilitate communication and access for LTER research worldwide.
The European Union (EU) Scheme on the Protection of Forests against Atmospheric
Pollution and the United Nations Economic Commission for Europe (UN/ECE)
International Cooperative Programme on Assessment and Monitoring of Air Pollution
Effects on Forests (ICP-Forests) stem from two different legal and political mandates.
12
Marco Ferretti
However they were developed and act in close cooperation. Three monitoring levels
are considered: (i) Level I is based on a statistically representative survey of tree
crown condition (occasionally supplemented by soil and foliar chemistry) selected
according to a nominal 16x16 km grid; (ii) Level II - intensive monitoring - is based on
a series of subjectively selected case studies and consists of more than 800 permanent
monitoring sites spread throughout Europe. Several investigations are carried out on
these plots: tree condition, soil, soil solution and foliar chemistry, tree growth and
yield, ground vegetation, deposition chemistry, phenology and meteorology; (iii) Level
III concerns special ecosystem analysis, but it has not yet been implemented.
The United Nations Economic Commission for Europe (UN/ECE) International
Cooperative Programme on Integrated Monitoring of Air Pollution Effects on
Ecpsystems (ICP-IM) pursues the following objectives : (i) to monitor the biological,
physical and chemical status of ecosystems over time in order to explain changes; (ii)
to develop and validate models simulating ecosystem response; and (iii) to carry out
biomonitoring to assess the effects of pollutants and climate change (Kleemola and
Forsius, 2000; see also http://www.vyh.fi/eng/intcoop/projects/icp_im/im.htm). The
vast majority of the 59 sites are forested catchments and in some cases they are the
same as the EU-UN/ECE ICP-Forests Level II monitoring sites.
The European Union Terrestrial Ecosystem Research Initiative (TERI)
Within
the
TERI
framework
of
gradient
studies
(http://europa.eu.int/comm/research/hometeri.html) are various projects covering a
number of terrestrial ecosystems: Sphagnum bog sites, herbaceous plant
communities, heathlands and moorlands, former agricultural lands, wetlands, foresttundra ecotones and forests are investigated by a number of initiatives in relation to
the effects of elevated CO2 and N-deposition, air pollution, biodiversity, change in
land use, and climate change. Consequently, measurements vary from soil biota to
gas concentration in the atmosphere, according to the individual project. In keeping
with the overall TERI design, sites are generally few and located according to some
gradient in relation to the investigation of interests (see section 3.1.5).
The Man-and-the-Biosphere - Network EuroMAB (MAB-NSN-EuroMAB) was
founded in 1987 as a regional network of the MAB programme operating in European
and North American Countries. EuroMAB is a key component in MAB’s objective of
achieving a sustainable balance between conserving biodiversity, promoting economic
development and maintaining associated cultural values. Biosphere Reserves are the
sites where these objective are targeted. Monitoring related to local, national and
global issues is one of the components of the three-function system that each
biosphere is requested to fulfill. In this context, the Biosphere Reserve Integrated
Monitoring (BRIM) programme seeks to improve access to scientific data available in
the Biosphere Reserves.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
13
4. THE REASONS AND THE VARIOUS FACETS OF INTEGRATION IN
ECOSYSTEM MONITORING3
4.1. WHY INTEGRATION IS NEEDED?
Europe has a wide range of long-term monitoring and research programmes. In
addition to the national and international programmes mentioned above, there are
also a large number of individual sites across Europe at which long-term monitoring
and research is being undertaken (e.g. Simpson and Parr, 2000). However, in many
cases these programmes have narrow objectives, focus on a single ecosystem type
and/or a single issue and potential users are often unable to make effective use of the
whole set of environmental data because of the lack of common approaches to data
collection, management and presentation. In addition, the design of such programmes
is often unclear (Ferretti, 1997; 1999a, b; Innes, 1998) and the level of integration
between individual studies is not always the same between and within existing
networks. This is due to the fact that different designs and different networks often
address different objectives and/or target different ecosystems. This situation has
been acknowledged e.g. by the European Environment Agency (EEA) in its EEA
Europe’s Environment: The Second Assessment (EEA 1998): “unfortunately,
mechanisms to collect harmonized data on the environment on a European scale are
still inadequate”. Further, in this situation there is a clear risk of overlapping efforts,
and this is undesirable especially when resources are limited (e.g. Bernstein et al.,
1997; Olsen et al., 1999). A similar situation has been reported for the United States,
where there are hundreds of local monitoring initiatives (Laskowsky and Kutz, 1998)
and where the need for developing concepts and methods for a better use and
integration of existing environmental monitoring programmes is being increasingly
addressed (e.g. Fritz, 1991; Olsen et al., 1999; House et al., 1998; Summers and
Tonnessen, 1998; Schreuder et al., 1999). Thus, adapting existing monitoring and
research networks is becoming imperative for successful programmes (Bernstein et
al., 1997) and steps in this direction are being taken on both national (Bricker and
Ruggiero, 1998) and global scales (IGOS, 1999). In this context, the advantages of
improved networking on a pan-European scale become obvious and are reflected in
the EU initiative Global Monitoring for Environmental Security (GMES) which
recognizes the importance of collecting and producting environmental data to address
national, regional and global issues. An integrated observing system in Europe
would: (i) provide a consistent European-based system of environmental monitoring to
address policy relevant questions, (ii) save resources by avoiding duplication of effort,
(iii) provide for more cost effective use of long-term data and a more powerful data
and information source for earlier detection of environmental change; (iv) allow a
more comprehensive and better understanding of the effects of change, (v) provide
better data for model calibration, since modeled effects can be developed and tested on
many different ecosystems.
4.2 THE USERS: SOME EXAMPLES
An integrated long-term monitoring network has the potential to meet the data
and information requirements of a range of users. These users can be classified
according to: user type (e.g. policy makers, researchers, commerce, educators, NGO's),
3
after Parr et al., 2001; Ferretti et al., 2001
14
Marco Ferretti
scale of interest (i.e. local, national, European, global), information type and
environmental issues.
Potential global users with a requirement for European information include: the
Global Terrestrial Observing System (GTOS); UNESCO, Man and Biosphere,
Biosphere Reserves (EuroMAB and BRIM); World Health Organisation (WHO);
Secretariats of United Nations Conventions; International Geosphere-Biosphere
Programme (IGBP); World Climate Research Programme (WCRP); International
Human Dimensions Programme (IHDP); United Nations Economic Commission for
Europe (UNECE); Scientific Committee on Problems of the Environment (SCOPE).
European users include the European Environment Agency (EEA); European
Commission Directorate Generals, inc. DGVI, DGXI & DGXII; and European Earth
Observation Community e.g. Centre for Earth Observation (CEO). At a national scale,
user requirements for long-term integrated monitoring will include the Agencies and
Departments responsible for supplying
data and information to the EC on
biodiversity, land use and climate change issues but may also include scientists and
other experts, local municipalities, trade union organisations and non-governmental
organisations.
Long-term integrated monitoring also has direct benefits to users at individual sites.
It may assist local site managers, planners and resource managers who need to
formulate local land use strategies (e.g. those responsible for statutory protection of
conservation sites) and develop management practices that do not adversely affect
biodiversity. There are also additional benefits to the sites (or networks) that
contribute to the network. These include the scientific benefits that arise from
generating widely comparable data by the adoption of compatible protocols, data
management and information delivery mechanisms. They also include more general
incentives such as: increased research opportunities, publicity, strengthening their
case for continued financial support and more opportunities to develop relations with
other European sites.
The precise requirements vary according to the specific issues of concern and the
scale of interest. Here we give four examples relating to GTOS, WHO, EEA and Earth
Observation users.
The Global Terrestrial Observing System (GTOS) (http:www.fao.org/gtos) was
created to provide policy makers, resource managers and researchers with access to
the data needed to detect, quantify, locate, understand and warn of changes
(especially reductions) in the capacity of terrestrial ecosystems to support sustainable
development (GTOS 1998). The programme is specifically targeted at delivering
information products relevant to 5 issues of global concern: changes in land quality,
availability of freshwater resources, loss of biodiversity, climate change, and impacts
of pollution and toxicity. It is relevant to the 8 international Conventions concerned
with the conservation or utilisation of renewable natural resources, including the
Convention on Biological Diversity and the United Nations Framework Convention on
Climate Change (Gwynne 1996). GTOS has developed the Global Hierarchical
Observing Strategy (GHOST) framework (GCOS 1997) as a rationale for linking data
of different scales. The GHOST framework incorporates data collection ranging from
detailed large-area experiments for understanding spatial structure and processes to
remote sensing data for complete coverage. A key component in the data hierarchy is
long-term data from in-situ measurements made at fixed sites. A metadatabase, the
Terrrestrial Ecosystem Monitoring Sites (TEMS) and a global system of observing
networks are being used as mechanisms to facilitate access and exchange of
terrestrial data and information.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
15
The World Health Organisation (WHO) is (amongst other things) concerned with
the impacts of climate change on human health (McMichael et al., 1996; Epstein,
1999; Kovats et al., 2000). Some of these impacts will result from direct effects (e.g.
heatwave-related deaths and skin cancer induced by ultraviolet radiation); others will
result from disturbances to complex physical and ecological processes (e.g. changes in
patterns of infectious disease, drinking-water supplies and agricultural yields).
Monitoring of climate change impacts on these ecological processes requires a holistic
approach, based on the development of integrated system-based models and
validation of such models. For instance, as current monitoring data are often spatially
and temporally inconsistent, they can only provide a very broad characterisation of
the relationship between climate and vector-borne diseases. Long-term monitoring
sites can provide the level of information required to develop models of vector and
pathogen dynamics for use in regional impact studies.
One of the main roles of the European Environment Agency (EEA) is to provide
objective, reliable and comparable information at the European level and ensure that
the public is properly informed about the state of the environment. Current
approaches to integrated environmental reporting rely heavily on information
collected separately from different sectors (e.g. air and water quality, land, and
biodiversity). The lack of direct links between data from these sectors makes it
difficult to interpret the causes of any changes - a serious deficiency when it comes to
informing policy responses. An European-consistent site network could be harnessed
to fill this gap, particularly in relation to the key issues of climate change,
stratospheric ozone depletion, acidification, tropospheric ozone, biodiversity, inland
waters, soil degradation (EEA 1998). For example, in relation to the protection of
biodiversity, the cornerstone of the European Union's nature conservation policy is
the creation (by 2004) of a coherent ecological network of protected areas across the
EU known as NATURA 2000. The overall objective of Natura 2000 is to encourage
the preservation of biodiversity priority species and habitats. Although there is no
specific requirement to undertake integrated monitoring, such monitoring sites may
be necessary to provide baseline data against which any changes in the protected sites
could be compared. Data from the sites could be used to help distinguish the effects of
local changes in land use and land management, which would be under local or
national control, from broader scale impacts such as climate change and
transboundary pollution, which would require international action.
There is now a substantial investment in Europe in the technology of remote
sensing and a range of data products are now easily accessible within Europe.
However, space data on their own rarely provide the information required by end
users and there is an increasing awareness (GCOS, 1997; GTOS, 1998; Ruggiero,
1999) that the lack of reliable data from in-situ sites is hampering the exploitation of
EO data. There are no existing consistent terrestrial site networks for validation of
Earth Observation (EO) data in Europe. An organized network could provide a
reliable and consistent source of in-situ data for earth observation applications,
particularly if it could be linked to user communities through existing mechanisms
such as the the Centre for Earth Observation (CEO) project (http://www.ceo.org/). The
CEO is a European Community funded programme for advancing the use of EO data.
It aims to create awareness of the potential of EO data, to encourage the development
of EO applications, and to bring together those who could benefit from the use of such
data and those who provide it.
16
Marco Ferretti
4.3 THE DIFFERENT FACETS OF INTEGRATION
Long-term monitoring programmes must be designed to provide cost-effective
answers to current questions. However, they also need to take into account long-term
changes in the environment and shifting economic and policy priorities. These
changes can be difficult to predict and this has strategic implications for the design
process. For instance, the integrity of the initial design may be compromised by
external changes in the environment (e.g. climate change, invasion of pest or alien
species) that were not accounted for in the initial design. Secondly, the initial
research questions may be answered satisfactorily by other means or become
economically less important before the monitoring programme collects sufficient data
to answer them. On the positive side, it is often the case that long-term data collected
for one purpose usually become increasingly valuable as a resource for addressing
new issues. This is not particularly surprising: good ecosystem management decisions
in relation to most environmental issues (e.g. climate change, land use change,
biodiversity loss, and even the impacts of recreation and changing life styles) require
an understanding of fundamental ecosystem processes and tend to draw upon similar
sources of data and information.
Under the above perspective, the concept of integration in ecosystem monitoring
have different facets:
(i) Integration of measurements at individual sites. Integrated monitoring is
defined as a sequence of observations which encompass a range of driving and
response variables from different parts of the ecosystem under study (e.g. land cover,
vegetation, fauna, soil, air quality, water quality and climate. Integrated monitoring
provides data for the investigation of cause and effect and for the development of
models of environmental change (Rankinen 2000). Integrated monitoring is
particularly flexible when it comes to addressing a variety of user needs (Simpson et
al 2000). This aspect is covered under section 5.
(ii) Integration of in-situ monitoring and remote sensing observation programmes
enables scaling-up from site specific monitoring to regional and policy relevant scales
(Belward et al 2000, Ceulemans 2000). Section 6 will provide some consideration in
the above respects.
(iii) Integration between monitoring networks and programmes. When choosing
sites and locations from a monitoring programme we rarely start with a blank sheet of
paper. Usually there are existing sites or networks that already collect data relevant
to the questions being asked. Wherever possible, these sites should be included in new
networks. The among-network integration will be covered under section 7 and 8.
Within this aspect of integration, harmonisation of measurements is a particularly
important issue, and will ve considered separtely under section 9. In general, a great
deal of difficulty is encountered in development of harmonised approaches to
ecosystem measurements in Europe and it is rare for measurement harmonisation to
be considered between programmes. Together with other design issues related to a
network on long-term integrated monitoring sites in Europe, section 8 will provide
considerations on harmonization, quality assurance and so on.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
17
5. INTEGRATION IN ECOSYSTEM MONITORING: MEASUREMENTS4
5.1 IDENTIFING INDICATORS AND INDICES
Indicator and indices are closely linked to the aims of the program. Once the aims
is determined, a series of progressive steps should be considered for the identification
of suitable indicators. These steps have been recently reviewed by Hunsaker (1993)
and Breckenridge et al. (1995). They can be summarized as follows:
• identification of indicators categories, like e.g. tree, ground vegetation, atmospheric
inputs, soil chemistry and so on. It will achieved by the analysis of the structural and
functional relationships operating within the investigated processes at ecosystem
level (Fig. 2) and can be performed using more or less detailed conceptual model to
show how ecosystem indicator categories are linked each other. This analysis will
produce a list of indicator categories that will be examined by relevant scientists in
order to select indicators that are most suitable to assess the condition of each
category (Brekendridge et al., 1995);
• identification of indicators requirements. Desired indicators characteristics are listed
in order to have a comparative evaluation of the indicator’s aptitude to produce data
of known quality in a cost-effective and timely manner. This step is asked to produce
a short list of indicators;
• short-listed indicators should be furtherly evaluated and tested in pilot studies in
order to identify the most suitable ones (Macdonald and Carmichel, 1996).
The full development of a properly designed suite of indicators may require years.
However it is of critical importance to the succes of the monitoring program, and
scientists should resist political pressures to have immediately “ready-to-use” data at
any time of the program.
Terrestrial
Fauna
Atmosphere
Wet
Dry
Ground
Water
Vegetation
Wet
Dry
Wet
Surface
Water
Dry
Litter/
Humus
Soil MicroMacroFlora/Fauna
Mineral
Soil
Acquatic MicroMacroFlora/Fauna
Deeper
Soil
Sediment
FIGURE 2. Conceptual model of a forest ecosystems (based on Ferretti, 1997a).
4
After Ferretti et al., 1998.
18
Marco Ferretti
5.2 ESTABLISHING LINKS AND RELATIONSHIPS
Links between various monitoring activities within the program should be
carefully addressed at the time indicators are selected and before plots are installed.
Connections and relationships between various indicators should be recognized and
considered in view of future integrated evaluation of the entire database of the
program. For example, it is quite obvious that soil and foliar sampling and analysis
should be related each other. The value of both will be increased when also deposition
measurements are carried out within the same sampling area. On the other hand,
some surveys can cause serious problems to some others (see below). Therefore,
sampling strategy and tactic should be carefully considered in order to ensure
maximum connection and mimimum disturbance between surveys. Attention should
be given also to possible connections with external activities: for example, if possible,
it would be desirable to install the same type of equipment already adopted by
existing networks, using the same sampling intervals and so on. This will allow data
comparisons, modelling, and inferences. It will also encourage external potential
contributors to take active part to the monitoring program and should enhance the
cost-effectiveness of both internal and external activities. Links between activities
and usage of existing data will be fully and properly considered only if data are
documented and of known quality, and her remote access to the database is ensured
(Michener et al., 1997).
5.3 PLOT DESIGN
When thinking to integration between measurements, the plot design has to be
seen as a “response” design for indicator measurements at the monitoring site (Kuehl
et al., 1995) and it should satisfy different requirements: in particular, it should
ensure maximum connection and minimum disturbance between the various survey
that will be undertaken, and adequate size for correct representation of internal
variability (minimal area concept, e.g. Kuehl et al., 1995). Monitoring itself has
always an impact on the target area. When different surveys should be undertaken on
the same relatively small area with high intensity of sampling is fundamental to
avoid or to keep at minimum inter- and intra-survey disturbances. Table 4 reports
some possible disturbance associated between and within monitoring activity. As it is
obvious, some survey may cause problems to some other: in particular, deposition
sampling and ground vegetation assessment seem largely conflicting because the high
frequency of deposition sampling, the considerable effects of the action associated to
that sampling and the high sensitivity of ground vegetation to such disturbances. To
ensure maximum connection and minimum disturbance between surveys, different
subplots in the frame of the same plot can be considered (Ferretti et al., 1996). An
example is given in Fig. 3. All the surveys relevant to the study of biogeochemical
cycles (e.g. deposition chemistry, soil and foliage chemistry, litterfall) are performed
on one subplot; the tree condition and biodiversity surveys are performed into
conterminous subplots. A control plot is installed nearby the sampling plot. It is of
course important to ensure homogeneity between subplots.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
19
TABLE 4 – Investigations carried out at the CONECOFOR Permanent Monitoring Plots and
associated potential disturbances. Ozone is not considered since the measurements are carried
out outside the PMP. “Frequency of visits”: the frequency of the visits associated to each
activity; “Action”: the actual action associated to each survey; “Disturbance”: effects associated
to the activity; “Impact on”: the investigation affected by the one under consideration;
“Possible solution”: some suitable solutions. (After Ferretti and Nibbi, 2000).
Investigation
Frequency of visits
Action
Disturbance
Impact on
every year
observation
trampling
ground vegetation
Soil inventory
every 10 years
opening of pits; soil
cores
digging
ground vegetation
different
sub-plots
Foliar analysis
every 2 years
collection of foliage
samples
removal of
branchlets from
trees; trampling
crown condition;
ground vegetation
different trees;
different
sub-plots
Increment
every 5 years
tree measurements;
collection of wood
cores/disks
damage to trees;
trampling
crown condition;
ground vegetation
every year
LAI measurements
trampling
ground vegetation
Litterfall (1)
every month
Litterfall collection
trampling
ground vegetation
different trees;
different
sub-plots
maximum care;
different
sub-plots
maximum care;
different
sub-plots
Deposition
every week
collection of
throughfall and
stemflow
trampling;
discharge of water
ground vegeatation
Crown condition
LAI (1)
Meteorology (in the plot)
every week or month
installing
measurement devices
every year
observation
Ground vegetation
Possible solution
maximum care;
different
sub-plots
different
sub-plots; discharge
equipments
disturbance
trampling
ground vegetation
different
sub-plots
trampling
ground vegetation
only maximum care
(1) undertaken only in 1997 and 1998.
50m
BDZ
100m
BDV
control plot
100m
ASS
ASF
SFL
ADA
VCA
sampling plot
FIGURE 3 - Plot design for the ECAFO project carried out in Lombardia, Northern Italy. Two plots are
considered for each site: one sampling plot and one control, 1 hectar each. The sampling plot is divided
into 4 subplots 50x50 m each. The letters indicate the surveys carried out at each subplot: ASS: Soil
Inventory; ASF: Foliar Analysis; SFL: Litterfall Fluxes; ADA: Deposition Chemistry; VCA: Tree
Condition Assessment; BDV: Biodiversity (vegetation); BDZ: Biodiversity (soil invertebrates). After
Ferretti et al., 1996.
Marco Ferretti
20
5.4 ERROR SOURCES AND ERROR PROPAGATION
A number of sources of potential errors are associated at each step of the various
investigations (Table 5). They can generate both random and systematic errors that
should be considered at the early stage of the program. Their early recognition can
help in reducing their effect on the quality of the data. Many of the errors can be
reduced by a properly designed sampling strategy and tactic, like e.g. the adequate
number and density of throughfall and stemflow collectors and their spatial location;
in other cases (e.g. chemical analysis, crown condition assessment), adequate SOPs
and Quality Control can prevent poor data quality. Error sources are also important
in view of the error propagation that is likely to occur when data from different
surveys are used together into models. This calls for an early evaluation of actual and
potential problems associated to multidisciplinary studies. There is evidence that a
qualified statistician should be involved in multidisciplinary monitoring programns
since the beginning. Usually it does not occur, and it can results in many problems
when attempting to evaluate the whole data set generated by the program.
TABLE 5. Possible errors, their quality and the associated risks to the various steps of
environmental monitoring, with regard to trace metals analysis (based on Wagner, 1995).
Procedure and step
Main source and characteristics of possible errors
Quality of errors
Risk of serious
errors
Planning
Definition of the area
Selection of specimens
Stratification
Sampling method
Number of samples
Sample mass
Timing
Spatial variability, heterogeneity
Ecological or physiological variability
Biological, physiological, spatial variability
Representativity
Representativity
Representativity
Temporal variability, trends
Systematic + Random
Systematic
Systematic
Systematic and/or Random
Random
Random
Systematic or Random
High
Moderate
Moderate
High (controllable)
High
Low
High
Sampling
Weather condition
Packaging
Sample conservation during sampling
Unreproducible deposition, leaching, matrix effect
Contamination or loss
Losses due to metabolism, volatilisation, translocation
Systematic
Systematic
Systematic or absolute
Very high
Controllable
Moderate
Transportation
Contamination, loss
Systematic or absolute
High
Storage
Short term
Long term
Contamination, loss, metabolism, alteration of
binding form or weight basis, speciation, solubility
Systematic or
absolute
High very high
Sample preparation
Cleaning, washing
Drying
Homogenisation
Subsampling
Contamination, loss
Contamination, loss
Contamination, disregard of skewed distribution
Representativity
Systematic
Systematic
Systematic
Random
High
Moderate
High
Moderate
Sample pre-treatment
Digestion
Matrix modification
Contamination by reagents or container, losses
Contamination by reagents
Systematic
Systematic
Controllable
Controllable
Analysis
Injection
Calibration
Detection
Quantification
Inaccurate or badly adjusted tools
Physical, chemical interferences
e.g. spectral interferences
Baseline shift
Random or systematic
Random or systematic
Systematic
Random or systematic
Moderate
Moderate
Low
Very low
Data Evaluation
Averaging
Confidence interval
Trend detection
Disregard data characteristics
Disregard data characteristics
Disregard data characteristics
Systematic
Systematic
Qualitative
Moderate
Moderate
High
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
21
6. INTEGRATION IN ECOSYSTEM MONITORING: LINKS BETWEEN
TERRESTRIAL AND REMOTE SENSING OBSERVATION5
Remote sensing techniques will be needed to complement long term monitoring
programmes (Price and Apps, 1995). Earth Observation (EO) data (e.g. in the MERIS
project: surface reflectance, chlorophyll retrieval, vegetation index, water vapour,
suspended matter, cloud albedo, cloud optical thickness, cloud top pressure) collected
by space agencies (ESA, NASA; NASDA.) through satellite sensors (radar,
radiometers, spectrometers) are relevant to many environmental issues. However, EO
data alone is of limited value and most applications need in-situ data for calibration
and validation (Running et al, 1999). Reciprocally, EO data can be used to spatially
extrapolate in-situ data, thus strengthening their potential policy relevance. Links
between measurements carried out at sites (in-situ) and those perfomed by space
sensors are therefore important but there are several issues to consider if these are to
be effective. Firstly, in-situ measurements of relevance for calibration and validation
should be identified, agreed and prioritized according to different applications and
user needs. Secondly, combinations of in-situ measurements, modelling and remote
sensing are required for up-scaling but these must be specifically adapted for each
application. Finally, EO data and in-situ measurements are complementary and their
synergies must be developed. However, optimum exploitation of this synergy is still
often hindered by lack of communication between in-situ and remote sensing
communities.
7. INTEGRATION IN ECOSYSTEM MONITORING: NETWORKS6
Although there is considerable potential for integration of existing programmes to
meet a wider range of requirements, design and operational issues related to such an
integration process are complex because many of the standard design rules and
methods used in the establishment of new monitoring networks cannot be easily
applied. For instance, from an operational perspective existing monitoring and
research (M&R) sites should be considered as the core of a new European network.
Agreement with this view is often reported in the literature (e.g. Heal, 1991; Bricker
and Ruggiero, 1998), on the condition that existing sites do not conflict with the
targeted monitoring objectives (Innes, 1995). However, the need to make use of
existing sites places constraints on site selection procedures and the value placed on
sites with existing long-term datasets can make it difficult to adopt harmonised
measurement techniques. These (and other) constraints on the form and function of a
network may compromise and complicate some key design issues, but in some
respects this makes it even more important that design issues are fully considered at
the outset.
7.1 THE NEED FOR NETWORK DESIGN
In environmental monitoring, the term “design” may be broadly defined as a stepwise process through which adequate decisions are taken to meet the needs of the
investigations to be undertaken. Details of the "design" process vary according to the
5
After Parr et al., 2001.
6
after Parr et al., 2001
22
Marco Ferretti
audience: those concerned with terrestrial investigations may perceive “design” as a
process encompassing a variety of issues, including the identification of the type of
study needed (sensu Eberhardt and Thomas, 1991), the selection of individual target
ecosystems and environmental entities (Stevens, 1994) and indicators (Hunsaker,
1993), the identification of an appropriate sampling design (e.g. Cochran, 1977) and
the definition of measurement procedures (Sykes and Lane, 1996; Tallent-Halsell,
1994; BFH, 1998). In contrast, people using remote sensing techniques will make
rather different decisions, e.g. the best measurement techniques to use (for example:
satellite imagery or aerial photographs). Design should however be a ubiquitous step
in all monitoring programmes since it means making a decision on what, where, when
and how to measure something. This is particularly important for long-term studies
(e. g. Stohlgren et al., 1995).
The design process for monitoring programmes must also consider the end-uses of
the data to be generated. Unlike purely research-orientated activities, monitoring
should also provide input data for resource managers and/or policy makers
(Hunsaker, 1993; Laskowsky and Kutz, 1998). In this context, data from individual
sites are of little interest, since policy needs information to be valid at higher levels of
geographical and/or ecological coverage (e.g. Urquhart et al., 1998). Monitoring data
must therefore be defensible against criticisms about e.g. their representativity (is the
sample representative of the target population?), their precision (what degree of
precision and what probability do the estimates present?), accuracy (are the methods
applied correctly?), consistency (are data consistent through time and space?) and
reproducibility (what is the chance that different operators/facilities will get the same
results?). Clearly, these goals can only be achieved by thorough planning.
When multi-disciplinary, multi-resource and multi-objective monitoring
programmes have to be designed and/or combined, many people at different levels
(politicians, managers, scientists, pressure groups,) should be involved. Each will
have their own priorities, perspectives, and expertise. When support for decision
making is needed, the issues underlying operational choices should be understandable
to their audience, and this is best achieved by a documented design process (Bernstein
et al., 1997). This is a big challenge, but it has a number of benefits, since both
clarification of the questions and consensual decisions will
strengthen the
programme.
The design process for a monitoring programme has different parts, and in this
paper we will concentrate on general technical issues (e.g. type of study, selection of
suitable monitoring sites and measurements). However, it should be emphasised that
the design process needs to be supported by a political or scientific mandate that
specifically requires the monitoring. Usually, a design process is undertaken after the
need for monitoring is expressed and after some other steps are undertaken to
identify responsabilities (Fig. 4) (IGOS, 1999). This will be particularly important
when the monitoring network required can only be implemented by the co-operation
of existing initiatives (e.g. Summers and Tonnessen, 1998). The need for a European
network of integrated monitoring sites should therefore be an explicit requirement of
influencial policy and/or scientific users, as many monitoring programmes already
have a strong political rationale (e.g. the Convention on Long-Range Transboundary
Air Pollution under which the UN-ECE ICPs were developed) and may otherwise be
reluctant to join a new network under a new “umbrella”.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
23
7.2 DESIGN CHALLENGES FOR LONG-TERM INTEGRATED MONITORING
7.2.1 Theoretical Aspects
Theoretically, there are many ways in which a monitoring network could be
designed. Proper design always implies a clear understanding of the monitoring
objectives, but there are some general requirements common to all monitoring
programmes: (i) monitoring should be able to distinguish between “noise” (random
variation) and “signals” (real directional trend) and this has much to do with the type
of study on which monitoring is based (Eberhardt and Thomas, 1991), the intensity of
sampling (e.g. Suter II, 1990), and the indicators used (Hunsaker, 1993); (ii)
monitoring should allow inferences at the appropriate (target) level of the ecological
hierarchy (individual, species, population, community, ecosystem, biome, global),
however the strength of inferences (e.g. the value of the conclusion) is based on the
design of the programme, particularly on its sampling strategy and tactics (Stevens,
1994). In these respects, questions about statistical aspects of the design are major
challenges (Koch et al., 1995); (iii) design means decisions, and decisions need
documentation: thus individual steps of the design process should be based on a
strong body of evidence and should be clearly documented to allow future
reassessment and calibration. This part of the design has a great deal to do with
Quality Assurance (QA), and good design should be undoubteadly driven by adequate
Quality Management (Shampine, 1993). In line with this, other parts of the design
process should consider QA procedures (Cline and Burkman, 1989), network
management, data management (e.g. Lane, 1997; Stafford, 1993) and reporting rules
(Shampine, 1993).
Sampling design is a critical part of the design process and is considered here in
relation to the selection of monitoring sites. Sampling, on the one hand, controls the
inferential process (e.g. Edwards, 1998) and on the other the precision of the
estimates of a survey (e.g. Gertner and Köhl, 1995; Köhl et al., 1994b). It is strongly
related to the assessment question (Hunsaker, 1993) and to the main problem that
any monitoring programme has to face: the distinction between real directional trends
and random elements (Eberhardt and Thomas, 1991; Hurlbert, 1984; Palmer, 1993).
In theory, monitoring sites can be selected according to their particular characteristics
(model-based or judgement sampling), or by a statistical probability sample (designbased approach) (Stevens, 1994; Edwards, 1998). These two approaches lead to
different methods for making regional inferences (Stevens, 1994; see also Gregoire,
1999), and this is particularly important when policy implications are considered.
With a model-based approach the validity of the population inferences rests on the
validity of the model adopted. Regional inferences with a design-based approach are
based on the ability of the design to produce a regionally representative sample. In
general, design based sampling is inflexible, costly and often difficult, but the
inferences need few assumptions and are therefore robust. Model-based sampling is
much easier and more flexible, but is prone to bias (almost unquantifiable) and
inferences are constrained by assumptions. Therefore, the model adopted must be
explicit, validated and “should make ecological sense” (Edwards, 1998). Even with
these safeguards, there is evidence that model-based judgement sampling risks result
in an unrepresentative (in both statistical and common sense terms) sample of the
resource being considered (e.g. Stoddard et al., 1998).
The above considerations should be placed in the context of two factors which are of
fundamental importance in defining sampling design: one is the aim of the
programme itself (IUFRO, 1994; Stevens, 1994); and the second is the nature of the
24
Marco Ferretti
data (when available). Therefore, traditional steps for designing a monitoring
programme should consider: the kind of study (sample survey, case studies,
experiments - Köhl et al., 1994a) which depends on the approach (model-based vs.
design based, Stevens, 1994); the survey form (e.g. for forest suveys: temporary,
continuous, partial replacement; Scott, 1998); the locational methods of the sampling
units; the desired level of precision of the estimates, which drives the density of the
sample units; the size of the sample units; and their selection and location on the
ground.
7.2.2 Practical Aspects of Network design
Although design is first based on theory, it must be implemented in practice, e.g. it
should take into account the constraints of the “real world”. For example, a choice
usually has to be made between extensive surveys (investigations based on low cost
measurement allowing high number of sites) and intensive studies (investigations
where the costs of collecting data prohibits a large number of sites) and this choice
imposes different constraints on sampling design (e.g. Innes, 1995; Price and Apps,
1995; Ferretti, 1997; Summers and Tonnessen, 1998). If resources are unlimited, it is
always possible to design a statistically correct monitoring programme: once the
objective is defined, sites can be selected accordingly using rigorous statistical
methods (e.g. Cochran, 1977) to ensure representativity and an acceptable level of
precision (Figure 5, top). Unfortunately, resources are usually limited and, given the
high costs needed to install and operate a long-term intensive/integrated monitoring
site, this will compromise the design. Although the representativity (which is
independent of sample number) may not be affected, the precision of the estimates
will be.
There are other features of long-term integrated monitoring that are not easily
addressed by conventional design processes. These relate mainly to the need and
capability of integrated monitoring to (i) provide data for different users, (ii) address
multiple issues and objectives, adapting to changing priorities, and (iii) the need to
make use of existing monitoring sites. These three themes are closely linked as
additional data users means that different environmental issues will be of interest,
thus requiring inputs from different data sources. Figure 5 summarizes how the
complexity of the design issues rapidly increase when all these factors are to be taken
into account.
A major limitation for a “perfect” “theoretical” design is the variety of current
European monitoring initiatives and the differences between them. With hundreds of
sites already operational, it is clear that a major challenge for any future monitoring
programme will be to make efficient use of them. An immediate conclusion is that a
design process must accommodate existing sites. The issue of trying to link and
combine existing monitoring programmes into a cohesive system has been recently
addressed (Bricker and Ruggiero, 1998; Olsen et al., 1999; House et al., 1998;
Summers and Tonnessen, 1998; Overton et al., 1993) and is likely to be an area of
interest in the coming years. This issue is important from different point of views. For
example, even if technical constraints can be managed by robust planning and QA,
network design can never guarantee long-term support and funding. However, if there
is a broad base of support for the objectives and design, that will deliver outputs of
value to many users (e.g. Pickett, 1991), contributors will be more likely remain
committed. This is particularly important because environmental priorities change
through time as the questions asked by resource managers and politicians follow the
environmental issues of concern (e.g. De Vries, 1999). This requires some flexibility of
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
25
the programme to allow emerging issues to be incorporated in its framework. It is also
important to make cost-effective use of existing sites and facilities, so that the best
use can be made of existing long-term historic datasets. This creates the need to build
up concepts and methods to allow a post-hoc integration of these networks. This may
not be "design" in a strict sense, because sites are already operational, but it requires
choices and decisions: what are the links between different networks of sites? What
are the links between sites from different networks? Which sites of which network
should be considered? On what basis should decisions be made?
8. DESIGN ISSUES FOR A NETWORK OF LONG-TERM INTEGRATED
MONITORING SITES IN EUROPE7
8.1 OUTLINING THE DESIGN PROCESS
Even an unconventional design process needs objectives and perspectives - even if
these must necessarily be generic. A unifying vision for a a new network must
therefore consider general user requirements and the status quo described above. A
vision for such a network has been defined e.g. within the NOLIMITS initiatives as
"To create a European network of sites for long-term integrated monitoring by bringing
together existing operations. The network will make available policy relevant, scientific
and educational information to address environmental changes and their consequences
at local to global scales, and to provide a focus for collaborative interdisciplinary
research between sites, networks and users." (Simpson and Parr, 2000). Based on this
vision it is possible to address a series of design objectives related to general issues
such as: (i) the nature of the user requirements, (ii) multiple-objective nature of the
future network, (iii) the role of existing Monitoring and Research (referred to as M&R)
sites and (iv) the operational features of the network. The identification of user
requirements is the first step in the design process as these will define the
geographical scope of the network, its objectives, relevant environmental scenarios,
ecosystems of interest and the measurements needed (Figure 5, middle). The next
step is to recognise the role of existing monitoring networks in relation to priorities,
scenarios and ecosystems of concern. Can the environmental questions be answered
by the existing sites? Are the required measurements already being made? Are new
sites needed? (Figure 5, bottom). Once these decisions have been made, the
operational aspects should be addressed.
Figure 5 provides a diagram illustrating the relationship between the above
issues: the design of a European long-term integrated monitoring programme, for
multiple users, with multiple objectives and based on existing initiatives, should be
developed in a complex system within which a balance must be found. The issues
presented in Figure 5 are discussed separately below, but there are inevitable
overlaps because of their interdependence.
8.2 DESIGN ISSUES RELATED TO USER REQUIREMENTS
The brief review of potential users of data from a European network (see above)
indicates that there is a general requirement for data and information from long-term
monitoring sites. However, the range of issues which need to be addressed is
potentially very large and this poses problems for the design process. For instance,
7
after Parr et al., 2001, and Ferretti et al., 2001
Marco Ferretti
26
the details of site selection and choice of measurement variables will be user and issue
specific.
Issues related to
USER(S) NEEDS
Identify Geographical
Scales
Identify Prorities
Network
Management
Issues related to
OPERATIONAL
ASPECTS
Data
Management
Quality
Assurance
Measurements
Issues
Issues related to
(MULTIPLE)
OBJECTIVE(S)
Site
Selection
NoLIMITS/2
Issues related to
USERS NEEDS
Contribute to
Unifying vision
Identify Geographical
Scales
Network
Management
Issues related to
OPERATIONAL
ASPECTS
Contribute to
Identify Prorities
Modeling
Scenarios
Data
Management
Identify target
ecosystems
Quality
Assurance
Measurements
Issues
Issues related to
MULTIPLE
OBJECTIVES
Site
Selection
NoLIMITS/2
Issues related to
USERS NEEDS
Contribute to
Unifying vision
Identify Geographical
Scales
Network
Management
Issues related to
OPERATIONAL
ASPECTS
Contribute to
Identify Prorities
Modeling
Scenarios
Data
Management
Identify target
ecosystems
Quality
Assurance
Measurements
Issues
Issues related to
MULTIPLE
OBJECTIVES
Site
Selection
Identify
Providers
Statistical
Aspects
Geographical
Coverage
Issues related to
EXISTING
M&R SITES
Cal/Val, links with EO,
scaling-up
NoLIMITS/2
FIGURE 5. Design issues, their subordinates and interrelations at increasing levels of
complexity. Top: issues for the design of a traditional thematic single- ecosystem, single- user,
single-objective network. Middle: complexity of design increases when new users and multiple
objectives are to be taken into account. Bottom: much of the complexity in design arises when
existing monitoring and research networks are the core of the new program. (After Parr et al.,
2001)
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
27
However, it is possible to identify some common features and design objectives
regarding the structure, function and operation of a European network which are
important for the users. A consensus on these design features was sought at an
international workshop and through bi-lateral discussions with potential user
organizations (Simpson and Parr, 2000). These design features are summarised
below in relation to the structure, function and operation of a European network:
(i)
Monitoring objectives should be defined by user requirements;
(ii)
The network should concentrate on multiple-effect processes and have the
flexibility to tackle multiple and emerging environmental issues. The
strategic focus of the network should be on a broad suite of interrelated
issues that might include: climate change, stratospheric ozone depletion,
acidification, tropospheric ozone, biodiversity, inland waters, soil
degradation and land use changes.
(iii)
The network should adopt a multi-disciplinary approach that provides the
links between drivers, pressures, states, impacts and responses (DPSIR); it
follows that integrated monitoring should be set in a socio-economic
context.
(iv)
Network information should be appropriate for disentangling local from
regional changes, isolating signals from noise, developing process level
understanding and making forecasts.
(v)
Data must be temporally and spatially comparable and this will require the
harmonisation of measurement protocols and the adoption of quality
assurance procedures.
(vi)
Site distribution tends to be user specific and issue related, but a common
theme is that sites should be located in different biogeographic regions
across the whole of Europe and nested within a hierarchical structure that
enables extrapolation of data to broader scales.
(vii) The network must be based on existing sites and networks.
(viii) According to the issue being addressed, data may be required for a few
variables from many sites or for many variables from fewer sites. However,
there was broad agreement that initial efforts should concentrate on a
"proof of concept" by collecting high quality data from a few appropriately
distributed sites (10's) measuring a range of common variables.
(ix)
Case studies are required to demonstrate the viability of the network.
(x)
Network data should be suitable for use in the development and validation
of models and for linking to the results of more spatially expansive
networks.
(xi)
The network should provide information for the interpretation and
validation of EO images and make use of EO data for scaling up
information to the European level. Mechanisms should be put in place to
facilitate spatial and temporal matching between EO and in-situ data.
(xii) Network data delivery should be timely (user dependent), regular and
cheap (preferably free). Those users who require information quickly want
to know what is happening now, not what has already happened.
(xiii) The network should provide a focus for European contributions to global
monitoring programmes (e.g. Running et al, 1999) and a mechanism for coordinating regional efforts. Crossover mechanisms that allow scientists to
pursue new or emerging global issues and to ensure that European
interests are adequately represented at the global level.
Marco Ferretti
28
(xiv)
The network should facilitate the exchange of data and information
(metadata) between contributing sites (for research purposes) and between
sites and users (for policy applications).
(xv)
Cross-network research activities should be actively encouraged at
participating sites.
(xvi) Clear policies are required on data and information access.
(xvii) Network co-ordination should be a high priority: there should be a central
co-ordinating mechanism with some distributed responsibilities and that it
should have both top-down and bottom-up dimensions to the management
structure.
(xviii) User requirements should be kept under review.
(xix) Users usually require specific information products rather than new data.
8.3 DESIGN ISSUES RELATED TO MULTIPLE OBJECTIVES
8.3.1 Thematic networks vs integrated networks with multiple objectives
There are many examples of thematic networks operating throughout Europe.
Thematic networks are not necessarily single objective networks. For example, the
joint EC-UN/ECE forest monitoring programme is concerned with air pollution effects
on forests, but it has several objectives ranging from the assessment of spatial and
temporal variation of forest condition to the establishment of cause-effect relationship
(e.g. Lorenz, 1995). However, recent developments in environmental policy (from the
UNCED to the Kyoto protocol, to the Interministerial Conference for the protection of
forests in Europe) increasingly demand multipurpose/multiobjective integrated
monitoring activities. This is acknowledged by the recent suggestion for a new vision
in e.g. the European forest monitoring programmes (e.g. De Vries, 1999). The ability
of a network to adapt outputs for various uses (and users), to address emerging
priorities and to support ancillary/complementary studies are important measures of
success for a long-term study (Pickett, 1991; Bricker and Ruggiero, 1998;). It is not
easy to predict what future needs will be, and it is certainly not possible to have a
cohesive network fully equipped for covering all the potential environmental priorities
for all the terrestrial ecosystem of interest and under the full range of environmental
conditions of Europe. Rather, the network design should provide a system flexible
enough to accommodate change in priorities by considering generic questions like: is
the environment changing? Where and at what rate is it changing? What are the
causes of change?
Flexibility of the system needs to take into account the measurements to be
undertaken, as well as the nature and distribution of monitoring units. With respect
to measurements, flexibility does not mean that every site of the network should be
equipped for all possible measurements: this would be both unfeasible and ineffective.
One approach would be for all sites to undertake a few core measurements which may
be of relevance to many - if not all - of the potential environmental issues to be
targeted. For example, these might be meteorological measurements which are
relevant to many monitoring/research needs or land cover or vegetation data which
may be required to validate Earth Observation data sets. To enable the network to
address multiple or generic issues, sub-sets of these sites could be selected to address
specific monitoring objectives. This could be achieved through the development of subprojects with objectives targeted at specidic endpoints for (Suter II, 1990) and subject
to periodic review (e.g. Schmoldt et al., 1994. At the sites contributing to each sub-
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
29
project relevant specific measurements would be undertaken in addition to the basic
core measurements.
In relation to sites, we need to ask whether the nature (ecological coverage, size,
distribution) of existing sites is suited to the integrated monitoring of environmental
changes. The definition of "a site" also becomes a crucial issue when attempting to
design a multi-objective network. If we want to capture an integrated (“physicalchemical, biological, and socio-economic”) response from our monitoring network, the
traditional concept of monitoring based on a relatively small plot-site where all
measurements are located may have to change. To some extent this will depend on
whether the monitoring programme focuses on landscape, individual ecosystems or
habitats. A programme operating at the landscape scale will be necessary when
questions about e.g. human health, bird communities and large mammals are being
taken into account and would also make it easier to integrate existing divergent
networks. But to address the landscape scale, each monitoring site will need to be
rather large and inclusive of different land use and habitats. Thus the focus will no
longer be on a couple of hectares (as in the majority of e.g. forest monitoring
programmes), rather on a much larger monitoring unit within which measurements
concerning different ecosystems and the socio-economic values can be evaluated
together. For example, the large or catchment-site concept used in ILTER and
Biosphere Reserves would provide a better framework.
8.3.2 Environmental scenarios and needs for modelling
The network design will be strengthened by the consideration of relevant
environmental change scenarios. Appropriate scenarios should provide working
hypotheses and a means to stratify sites and networks and thus provide an aid to site
selection. For example, many authors stress the benefits of using ecologically
analogous sites located across ecological and pollution gradients (e.g. Heal, 1991; Koch
et al., 1995; Price and Apps 1995, McLaughlin and Percy, 1999). For adequate design
and location of monitoring sites a possible way to proceed would be to start from a
clear understanding of the conditions and pathways that can facilitate the detection of
responses (Innes, 1998). In general, effects will be more likely when the stressor is the
main controlling variable, and this often occurs in boundary zones (Heal, 1991).
Unfortunately, the response in these zones is often confused by other sources of high
variability. Scenarios may be based on both current condition/spatial models (to
identify e.g. spatial gradients) (e. g. Latour and Reiling, 1993) and on modeled future
condition (to identify e.g. areas where changes are expected). Although models can
always be improved by using more effective estimates (e. g. Martin, 1998), to identify
scenarios of relevance to current condition models, data and maps are now available
for e.g. climate and deposition loads (e.g. Posch et al., 1998; Van Leeuwen et al., 1995;
Kräuchi, 1993). However, current condition may vary: for example, the assessment of
the effects of climate change would take into account those regions where changes are
likely to occur. This also creates the need for modelling. For example, Fowler et al.
(1999) indicates changes in the areas subjected to acid deposition, eutrophication and
ozone, while Iverson et al. (1999) document the possible future distribution of 80
forest tree species in the Eastern United States.
8.3.3 Choice of measurement/indicators
30
Marco Ferretti
Decisions about measurements are usually a priority issue amongst scientists but
they are seldom addressed in a systematic way at the regional scale. Some work has
been done on defining lists (usually long ones) of observations for monitoring
programmes but much less has been done on matching variables to policy questions or
measurements according to needs, assessing measurement costs and data consistency.
Formal approaches for indicator development were adopted in the framework of the
US EMAP Phase I (Hunsaker, 1993; Breckenridge et al., 1995), currently
supplemented by Phase II within which Indicator Research and Development is a
major element (Summers and Tonnessen, 1998). In Europe, very few attempts have
been made in this direction (e.g. Eichhorn et al., 1998).
When developing indicators it is important to consider the process under
investigation and its determinants (Innes, 1998), the relationship between indicators
and endpoints and the characteristics of the indicator, like availability of standard
methods, its practicability, the need for low errors etc. (Ferretti, 1997). In integrated
monitoring, measurement and indicator selection should also consider the needs of
multiple objectives and applications, as in the case of links with EO. Taking into
account the above, prioritised lists of measurements (e. g. Breckenridge et al., 1995)
should be developed according to the most important contemporary issues, objectives
and an assessment of long-term requirements.
8.3.4 Target ecosystems
The new network must decide which ecosystems it will target. By definition, these
could include natural, semi-natural, and agricultural habitats in terrestrial,
freshwater and coastal ecosystems. The relevance of these ecosystems for the detection
and monitoring of effects of global environmental change is evident from the work
described above. Many of the systems are already covered to a lesser or greater extent
by existing monitoring and research programmes. This creates a need for clear
selection criteria for existing networks and sites that can also be used to fill gaps in
the geographical, ecological or scenarios coverage. Notwithstanding willingness to
participate, these criteria should address issues of spatial coverage, statistical
requirements and coverage of measurements. The overarching operational design
objective must however be to define a concept that links sites from different
networks/with different objectives.
8.3.5 Target products and benefits
The network must generate high quality products that have a strong resonance in
the scientific and policy communities and the design process should address this
issue. It is equally important that the flow of benefits is two-way and the data
providers gain from their involvement. This second point can be easily overlooked: the
GTOS programme has found that a significant number of sites and networks have
little incentive to associate themselves with wider networks because data and
information arrangements often consist of a one-way flow and they receive little or no
direct benefit. Projects and activities that are designed from the beginning with a twoway flow of information and resources are far more likely to sustain themselves over
time.
8.4 DESIGN ISSUES RELATED TO THE USE OF EXISTING SITES AND
NETWORKS
The role of existing sites can be considered from different perspectives. For design
purposes it is particularly important to consider questions related to problems of
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
31
scale, statistical aspects and data comparability. Here the discussion will concentrate
on the former two, the latter being discussed under the section on QA.
8.4.1 Scales
The question of scale is an important issue in ecological monitoring (Arrhenius,
1921, Magnuson et al., 1991; Scott-Findlay and Zheng, 1997), simply because
environmental changes can occur at very different spatial and temporal scales (Innes,
1998), and because there is increasing demand for monitoring ecosystems across a
range of scales (Levin, 1992; Bradshaw, 1998). While it goes beyond the aim of this
paper to review the scale issue (see e.g. Peterson and Parker, 1998), it is important to
stress that succesfull monitoring protocols are based on the explicit consideration of
spatial and temporal scales. .From the point of view of the network design, it should
be considered that spatial and temporal variability are inherent properties of natural
resources (Reichle, 1981). They need to be examined in relation to the objective of the
monitoring, the phenomenon being investigated and its relevant indicator and
attribute, the confidence with which a “change” in the attribute of interest should be
detected, and the likelyhood of the natural disturbance. Operatively, the scale issue
forces the monitoring design to an explicit definition of what is to be considered as a
“change”, its significance (in terms of both statistics and functions, see Bradshaw,
1998, p. 230). In this context, the identification of adequate sampling resolution in
both space (e.g. sampling density) and time (e.g. sampling frequency) becomes central,
together with vision and methods for up-scaling (e.g. Bradshaw, 1998; Mueggler,
1992; Shiffley and Schlesinger, 1994; Scott, 1998; Detenbeck et al., 1996; Nusser et al.,
1998).
Concerning the time dimension, once "long-term" has been defined (see
Introduction), time scales can be discussed in relation to sampling regimes at the
site/plot level (e.g. Pickett, 1991). The sampling frequency must be appropriate for the
phenomenon to be monitored and needs to distinguish between the monitoring of e.g.
a landscape/environmental attribute (e.g.: forest cover, patchiness, connectivity...; CO2
concentrations, nitrogen deposition, ozone..; - the independent variable) and the
responses of e.g. living organisms to changed environmental conditions (e.g., bird
populations, foliar nitrogen content – the dependent variable) (Bradshaw, 1988). To
define optimal sampling frequency, the inherent variability of the dependant variable
within a given time window (e.g., foliar nitrogen over vegetative season or tree
lifespan) should be considered in relation to the (expected) time of change in the
independent variable. At the same time it should be consider that the response of
living organisms vary with ecological conditions and that- in the long term - changes
may occur in the frequency of the phenomenon under consideration (e.g. changes in
the frequency of extreme events or disturbances; changes in the timing of phenological
events). This implies that sampling regimes may not be the same throughout large
geographical areas (e.g. from north to south Europe) and creates the need to keep the
sampling regimes under review.
Spatial scales can be addressed from a variety of perspectives. For instance,
although a network of sites based upon local or national requirements for policy data
can be used for European scale objectives, the reverse is not necessarily true. This is
because precision of data is related to the density of sampling, and the density of
sampling is related to the population to be sampled. For example: the 16x16 km grid
of the Level I forest condition survey of the EC-UN/ECE was designed to provide data
at the European level, but it is acknowledged that it cannot provide data with
sufficient precision at the national level (Köhl et al., 1994b). It follows, that
32
Marco Ferretti
integration across geographical scales should be specified as an important design
feature. It could be best achieved by modelling (Bricker and Ruggiero, 1998) and/or
by adequate statistical perspective (see below). This is also true when the monitoring
sites are costy as it is in intensive/integrated monitoring (thus preventing high spatial
resolution) and/or are already installed (as in the case of the existing M&R sites), and
the design have limited chances to have a strong impact the sampling density.
Spatial scale are also relevant for the site/plot design. It should be able to capture
the variability at site level (Kuhel et al., 1995) and should account for relationship
between e.g. size and diversity (Chiarucci et al., 2001). Obviously, this places different
requirements according to the indicator being considered (e.g vascular plants or
birds).
A third question concern up-scaling, and it will be discussed later.
8.4.2 Objectives and Benefits at different Geographical scales
The user benefits derived from participating sites within individual countries may
be different from those specified for the European level. For instance, at a local level
sites may form (i) a focus for associated environmental change research programmes
such as those promoted by the International Long Term Ecological Research Network
(ILTER), (ii) a focus for international exchange and training, and (iii) part of national
or sub-national monitoring initiatives. This results in enhanced research
opportunities, publicity and kudos. These benefits need to be identified and promoted
when the network design becomes operational.
8.4.3 Statistical aspects
An important issue related to the use of data collected at the site level is the
statistical design underlying the programme. Although data from particular sites may
have a broader relevance, as for example with monitoring sites installed near CO2
springs (Grace and Van Gardigen, 1997), more usually policy requires information at
larger geographical scales (Olsen et al., 1999; Urquhart et al., 1998). Extrapolation
from one scale to another needs safeguards (Pickett, 1991) and the extension from a
site to a region always needs a statistical approach (Olsen et al., 1999). There is a
wealth of literature about statistical aspects of field studies, especially about
sampling design (e.g. Hurlbert, 1984; Eberhardt and Thomas, 1991; Cochran, 1977;
Hagget et al., 1977; Deming, 1950). However, when the design must be based on
existing sites the theoretical ideal is unlikely to be achieved. This issue has been
addressed recently (Olsen et al., 1999; House et al., 1998; Summers and Tonnessen,
1998) and the use of “found” data (sensu Overton et al., 1993) together with
probabilistic samples and combining information (meta-analysis) is currently a major
challenge in environmetrics (Edwards, 1998; Overton et al., 1993).
Figure 6 summarises aspects that should be taken into consideration when a
statistical approach is needed to build-up a network based on existing infrastructure
(Olsen et al., 1999). From a statistical point of view, it would be easier to combine
existing sites if they were originally selected by probabilistic sampling (Olsen et al.,
1999). However, most monitoring programmes are designed without either a
probability sample, or experimental rigour (e.g. homogeneous sites randomly selected
under different “treatment” condition, Köhl et al., 1994). Instead the ensemble of
monitoring sites in Europe seems to form a series of case-studies selected by
judgement sampling, the only exception being the Level I network for forest condition
monitoring (e.g. Ferretti, 1999b). Given the requirements for representativity (equal
and known probability of each element of the population to be sampled, independency
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
33
of the sampling, and casuality), in many cases current monitoring sites cannot be
Statistical Perspective
Primary
characteristics
Sample selection
characteristics
Funding agency
Relation to target
population
Spatial detail
Resource extent
Field visits
Target ecosystems
Site selection
criteria
Design features
Resource status &
trend
Satellite imagery
Extent of coverage
Inferential process
Frequency of site
visits
Commodity
production
Aerial photography
Objectives
Population measure
of uncertainty
Sampling cycle
Pollutants in media
Auxiliary
information
Lenght of series
Pollutants in
species
Historical records
Details on data series
Information
characteristics
Data sources
Species structure
Habitat condition
Site characteristics
...............
NoLIMITS/3
considered a statistically representative sample of their target ecosystems.
FIGURE 6. Basic information needed for defining a statistical perspective aimed at
integrating existing networks (based on Olsen et al., 1999).(After Parr et al., 2001).
This statistical meaning of the term "representative" is somewhat different from
the way the term is commonly used by many field ecologists to mean that the most
important ecosystem types within an area are “represented” in the sample.
Unfortunately, (Köhl et al. 1994a), “it is a bad mistake to fake representativity by
spreading monitoring plots over a wide range of different conditions”. When the
sample is not probabilistic, statistically-based inference is prohibited. Model-based
inferences can be investigated, but they need a number of assumptions. In this
context, the strength of the conclusions may be greater if the sampling sites can be
arranged as replicates of an experiment (e.g. Köhl et al., 1994a; Koch et al., 1995;
Price and Apps 1995; McLaughlin and Percy, 1999). The shortcoming of this option is
that replicates are difficult or even impossible in the natural environment, “simply
because every ecosystem is unique” (Innes, 1998). This creates the needs for
modelling, research and improved data analysis to deal with different ecological
systems (Price and Apps; Innes, 1998; Edwards, 1998; Adams et al., 1997; Bass and
Brook, 1997). When possible, the combination of probabilistic sample with case
studies selected by judgement sampling should be considered (Overton et al., 1993).
Overton et al. (1993) consider two approaches: (i) use the data generated by the noprobabilistic data (found-data) to augment the size of the probabilistic sample, and (ii)
use the probabilistic data to ncalibrate models based on found-data (Fig. 7).
Marco Ferretti
34
Identify P-sample
Yes
Desired Attribute
Present?
Identify Found Data Set
No
Stratify into
Subpopulations
Stratify into
Subpopulations
Assign
Found Sites
Develop
Calibration Rule
Assign pseudoprobabilities
Predict Attribute
for P-sample
Produce
estimates
Produce
estimates
Pseudo-random
Methodology
Calibration
Methodology
No
Desired Attribute
Present?
Yes
Site in
P-sample
frame?
Yes
Yes
Desired
attribute
unique?
No
Discard
Site
No
FIGURE 7. Scheme showing possible approaches to use data from monitoring networks that
adopted different sampling strategy (after Overton et al, 1993).
8.5 DESIGN ISSUES RELATED TO OPERATIONAL ASPECTS
8.5.1 Site selection criteria: top-down or bottom-up?
When a network is based on many different sites- and data-providers, the question
arises whether the network should be created by a bottom-up or top-down approach.
Top-down design has the advantage of a network fully in line with the objectives of
the programme, in terms of site location, indicators and measurements. However,
funding for a fully operational network based on a top-down model will be difficult to
justify in the absence of proven benefits. Some of these benefits may be demonstrated
by initially adopting a bottom-up approach (perhaps based initially on a small number
of sites) to make best use of the available resources. In this paper, a combination of
top-down and bottom-up approach is suggested. Site selection criteria should be
expressed from the top, whereas suggestions for candidate sites that meet the criteria
should come from the bottom. Requirements should include ecological attributes (type
of ecosystem), location (geographical, in relation to a given stressor) and measurement
attributes (measurement already covered, protocols used, time series available).
These requirements should be prioritized. For the existing programmes, it would
result in a post-hoc stratification: for a new network it will result in an ad-hoc
stratification. Secondly, existing organizations may nominate sites that meet the
requirements. At the same time, steps should be undertaken to develop methods for
integrating information collected at sites selected with a different approach (e. g.
probabilistic sample, case studies: Olsen et al., 1999; Overton et al., 1993). Third, gaps
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
35
(e.g. environmental scenarios or ecological situations not covered by existing
networks) could be filled by complementing and/or supplementing existing sites from
other networks. This will minimise costs by reducing the need to set-up new sites.
The selection could be best done by investigating in detail the existing programmes
and defining their ecological and geographical coverage, and statistical design (Fig. 8).
For example, when looking at the distribution of the ICP-Water sites, considerable
gaps are obvious for East, South and West Europe (Skjelvåle and Ulstein, 1998).
However these areas are well covered by the EC-UN/ECE forest monitoring
programme (EC-UN/ECE, 1999) and in some cases by the UN/ECE ICP on Integrated
Monitoring (Kleemola and Forsius, 2000). There are clear connections between the
measurements carried out in all three programmes, since investigations about
acidification of water (concern of the ICP-Water) will benefit from knowledge about
depositional inputs (measured at the forest and IM sites). The designers must then
decide whether a gap would be best covered by supplementing a thematic network
with new sites, or by additional measurements at a site in another network.
User Needs
(user requirements)
Environmental scenarios
Ecosystems of interest
Monitoring & Research Sites
(define attributes of the scenario)
(define attributes)
(Identifiy providers)
Scenario X, regions J:
M&R Sites + Ecosystem Type
(define different region for the scenario of concern:
e.g. intensity of predicted occurrance, likelyhood of change)
(identify M&R sites within each ecosystem type)
Mapping
Mapping
(locate scenario regions of concern)
(locate the sites)
Potential
Providers:
Monitoring
Networks
Potential
Providers:
Research
Networks
Merge Scenarios and M&R Sites
Identify what is in and what is out
Selection of Sites
Ecosystem sensitivity
Sample selection
Spatial coverage
Indicator/Measurements
Provider Needs
(sentinel sites)
(p-sample + case studies)
(Avoid duplication/allow
integration)
(Identify improvement areas)
(Willingness/Feedback
FIGURE 8. Conceptual model to develop operational aspects of network design.
(After Parr et al., 2001).
9. INTEGRATION IN ECOSYSTEM MONITORING: HARMONIZATION OF
MEASUREMENTS, QUALITY ASSURANCE, MANAGEMENT.
9.1 HARMONIZATION AND QUALITY ASSURANCE
Harmonization of measurement methods and Quality Assurance (QA) are central
when starting to think to integration between programmes and networks. For
example, there is already a great deal of overlap between existing monitoring
programmes in terms of the measurements made by different networks. Table 6
shows the overlap between measurements taken by the Level II forests, the UN/ECE
Marco Ferretti
36
programme on integrated monitoring (ICP IM 1998) and the UK Environmental
Change Network (ECN) (Sykes & Lane 1996, Sykes et al 1998). The first two of these
are international networks examining pollution effects on forests. The third, ECN, is a
national monitoring network established to detect and interpret the impacts of global
climate change on terrestrial and freshwater systems. It is relevant to general issues
of environmental change across a range of habitats including the impacts of
environmental pressures such as atmospheric pollution and land use change on
ecosystems, soils, water, and biota. Table 6 shows that pollution impacts networks
have many measurements in common with a network designed to address more
general questions related to the impacts of global change.is an organized group of
activities aimed at ensuring that the final product will meet the needs of its users
(Cline and Burkman, 1989).
TABLE 6. Main measurement categories carried out within three integrated monitoring
programs in Europe. In brackets: optional measurement according to EC regulations. (After
Ferretti et al., 2001).
Programma
EC UN/ECE Level II
Forest Monitoring
UN/ECE Integrated
Monitoring Program
UK Environmental
Change Network
Scopi
Monitoraggio effetti
inquinamento atmosferico
sulle foreste
Superficie limitata, in genere
0.025 km2
Monitoraggio effetti inquinamento
atmosferico su ecosistemi
terrestri e di acqua dolce
Aree idrologicamente definite,
0.1-1 km2
Identificazione di tendenze
relative ai cambiamenti
ambientali
Aree eterogenee (diverso uso
del suolo), 1-200 km2
preferenziale
preferenziale
preferenziale
+
(+)
+
+
Tipo di sito di
monitoraggio
Selezione del sito
Categorie di
misurazioni
Vegetazione
Condizioni degli alberi
Fitopatologia
Chimica delle foglie
Chimica della lettiera
Chimica dei muschi
Accrescimento alberi
Copertura specie
Epifite
Alghe verdi aeree
Fenologia alberi
Invertebrati
Vertebrati
Suolo
Descrizione
Chimica fase solida
Chimica soluzione circ.
Decomp. microbica
Chimica atmosfera
Deposizioni all’aperto
Deposizioni sotto
chioma
Deposizioni lungo il
tronco
Inquinanti gassosi
Idrologia
Deflussi
Chimica acque ruscell.
Chimica acque superf.
Idrobiologia
Meteorologia
Manuale di
riferimento
+
+
(+)
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
(+)
+
+
BFH, 1998
+
+
+
+
ICP-IM, 1998
solo NO2
+
+
+
Sykes and Lane, 1996
QA covers many aspects (e.g. Cline and Burkman, 1989; Shampine, 1993), from the
design of the programme to the data management and reporting (Ferretti, 1997),
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
37
helps in identifying issue related to harmonization between measurements and is
therefore crucial for the success of an environmental monitoring programme (Table 7).
TABLE 7. QA activities, areas of concern and related benefits (after Cline ande Burkman,
1989; Innes, 1993).
Activity and areas of concern
Quality Management
Proper design
Benefit
Considers if the right questions are being
asked
Allows comparability classifications
Identifies critical measurements variables
Considers data users’ needs
Evaluates numbers and representativenness
Partitions sampling and measurement error
Judges correctness
Record design process
Achieves data quality requirements
Planning
Models
Definition of data quality requirements
Relevant samples
Error structure
Peer evaluation and review
Documentation
Implementation of QA programme
Quality Assurance
Data quality objectives
Aids method selection
Use of standard
Allows quality control and evaluation
Use of standard operating procedures (SOPs) Provides consistent use of method with
known data quality
Verification and validation
Documents sample integrity and data
consistency
Documentation
Provides evidence of activities and quality
Quality Control
Evaluation samples
Basis for statistical control
Training and use of SOPs
Promotes statistical control
Precision determinations
Defines random variation and allows
accuracy assessment
Calibration
Reduces or eliminates bias
Control charting
Documents statistical control
Quality Evaluation
Use of standards
Allows precision and accuracy
determinations
Replication
Provides ongoing evaluation
Blanks
Monitors contamination
Inspections and audits
Provides objective evaluation and basis for
comparability
In Europe, more emphasis tends to be placed on the Quality Control phase of QA
rather than on the design phase. For example, the forest monitoring programmes in
Europe under the auspices of the CLRTAP have a surprisingly poor design: no
attention has been paid to sampling design for the extensive survey or the intensive
monitoring. This is a major weakness, which is likely to remain and affect future
results (Ferretti, 1999a, b).
Quality Control ensures the comparability of the results from different sites and
the reproducibility of data collected by different observers. It is primarily concerned
with measurement procedures, precision and accuracy. It is usually easier to agree on
what should be measured than on how measurements should be made. This is
particularly true of biological measurements related to soil, vegetation and fauna for
which there are many different "standard" protocols (e.g. Sykes and Lane, 1996; BFH,
38
Marco Ferretti
1998; Tallent-Halsell, 1994). The comparability of data collected by non-standard
methods can be documented if inter-calibration exercises are performed, thus
providing the basis for improvement. Examples of this have been developed for
comparing different land cover and vegetation classifications (e. g. Krynitz and
Bergström, 1999), performance of different field crews in tree condition assessment
and the results obtained by different labs in water and foliar analysis (e.g Bartels,
1998; Ferretti et al., 1995; Hovind, 1998; Raddum, 1998).
Failure to harmonise methodologies may make geographical/spatial comparison
impossible. This is particularly important for investigations aiming to generate
regionally representative results and/or to compare data from ground investigations
at site level with those generated by an objective technique as remote sensing at
European/global level.
The situation is different for temporal trends, when consistency of methods
through time is more important than spatial comparability. Furthermore, post-hoc
harmonising of methods at all sites may disrupt existing long-term time series. This
issue is prominent in long-term monitoring where methods are likely to change not
only between sites but also as a consequence of methodological advancements. Other
sources of inconsistency could be caused by changes in: personnel, external conditions,
issues, measurement locations, spatial coverage, and measurement frequency (Beard
et al., 1999). As a general rule it is probably better to retain existing methods at sites
with existing long-term measurements to maintain data integrity but to instigate
procedures designed to evolve towards the adoption of harmonised methods. This
must include the use of inter-comparability studies of methods (Bricker and Ruggiero,
1998) and rigorous maintenance of methodological meta-data and quality assessment
of measurement data. Where possible, samples should be archived for possible future
analysis using new and evolving techniques.
When a network is to be based on existing sites, formal procedural QA (e.g.
Shampine, 1993) must also be considered with respect to (i) the selection and review
of network sites; (ii) data collection, coordination and validation; (iii) data analytical
processes; (iv) data access and delivery; (v) a reporting system.
9.2 DATA MANAGEMENT
Managing scientific information is increasingly important and difficult (Stafford,
1993, Michener and Brunt 2000). It is therefore crucial that monitoring programmes
identify formal procedures for managing their data. It should be clear how data are to
be: used, stored, validated, processed, accessed and delivered. Timely data analysis
will also help to identify problems quickly and to prevent repeated errors (Lane,
1998).
All aspects of data management, from collection in the field to delivery in reports,
should be defined and agreed in the QA plan. However, when the core of a new
monitoring programme consists of existing networks, it is essential to establish rules
concerning all the above issues (IGOS, 1999). Although it is imperative that existing
networks retain their own management systems, we should also acknowledge that
steps towards a European network of integrated monitoring sites will develop
common standards, data directories and data descriptions (Hale et al., 1998). This is
desirable as it will help users to locate, understand, access and download data of
interest. Although considerable experience is already available (Stafford, 1993), it
should be recognised that developing a common system will not be easy, as some
programmes may find it difficult to comply. For example, the European intensive
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
39
forest monitoring programme has strict rules and well defined protocols for data
submission, with ad-hoc software for checking data completeness and plausibility (EC
and UN/ECE, 1998). An issue here is the time lag between when data are collected
and processed: for example, submission of field data from 1996 was not required until
the end of 1997 and was therefore not validated and processed until 1998. This
emphasises the need for timely data.
9.3 NETWORK MANAGEMENT
To properly design and manage a monitoring network a continuous feedback is
needed between society, policy and science and a framework is needed to ensure that
the generation of good products is not blocked due to data and information constraints
(IGOS, 1999). To achieve this, a consensus on network management should be
achieved at an early stage of the design process (see Section 4.2). This is important for
many reasons related to the issues of Figure 1, but of particular importance is the
need for a commitment to allow operational steps to be taken. Although it is not easy
to predict how the new network would be managed, whenever an activity involves
many partners with different needs and background, there is a need for a
coordinating structure (e.g. the UN-ECE ICPs). For a network involving existing
programmes, coordination activities will be even more important because (i) the
operational aspects of the design process needs a number of contributors; (ii) data
providers would be many, each with different concern and rules and (iii) early
consideration needs to be given to data management issues and these are likely to be
complex.
10. CONCLUSIONS
Ecosystem monitoring is central to provide early warnings about environmental
changes and to support or refuse management decision. Just like pure research, to be
succesfull, monitoring should be based on robust design, and robust design implies
field ecologists, modelists and statisticians to work close. This is particulary true
when the operational perspective changes from small- to large-scale, from short- to
long-term, from single to integrated measurements and from individual sites to
networks and to to networks of networks. However, long-term monitoring
programmes may only survive if they can demonstrate all the added value
components that derive from different levels of integration. In practice, integration
and networking are hampered by practical and institutional problems that result in
the design process being dominated by short-term local considerations rather than
long-term regional considerations. Improved networking on a pan-European scale
would provide for more cost-effective use of long-term data and a more powerful data
and information source to enable the earlier detection of environmental change. Some
of the issues have been discussed in the paper in relation to the design of panEuropean ecological monitoring network based on existing sites. But these issues are
also relevant when establishing smaller local monitoring programmes. In both cases,
monitoring programmes may need to address multiple objectives, be flexible enough
to address new questions as they arise and be networked with other programmes if
they are to survive in the long-term.
40
Marco Ferretti
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Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001: 55-72
PROGETTO DI RIQUALIFICAZIONE E OTTIMIZZAZIONE
DELLE RETI DI MONITORAGGIO
DELLA QUALITA’ DELL’ARIA DEL VENETO
A. BENASSI , G .MARSON, F. LIGUORI, K. LORENZET, P.TIEPPO
ARPAV – Direzione Tecnico-scientifica- Osservatorio Regionale Aria
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
56
1. INTRODUZIONE
La riqualificazione della rete di monitoraggio della qualità dell’aria del Veneto può
essere intesa come risposta al bisogno di informazioni capillari sullo stato della
qualità dell’aria, in linea con la nuova normativa, comunitaria e nazionale, che si sta
rapidamente evolvendo.
La Direttiva Quadro 96/62/CE (recepita in Italia dal D.Lgs. n° 351 del 04/08/99) e le
Direttive Figlie 99/30/CE e 00/69/CE puntano alla razionalizzazione dei punti di
campionamento mediante l’individuazione dei criteri di posizionamento su macroscala
e microscala delle stazioni di monitoraggio e alla definizione dei nuovi inquinanti per i
quali si rende necessaria la misura (metalli pesanti, composti organici volatili).
Oltre a ciò occorre tener conto del documento dell’Agenzia Ambientale Europea
“Criteria for Euroairnet” (febbraio 1999), nel quale viene indicata la metodologia per
la realizzazione della Rete Europea di Rilevamento della Qualità dell’Aria (EUROAIR-NET).
Parallelamente l’ottimizzazione della rete della qualità dell’aria del Veneto
dovrebbe consentire una razionalizzazione delle spese di gestione, oltre che garantire
un livello di qualità dei servizi erogati più elevato rispetto a quello attuale.
Nel 1999 è stata effettuata, ad opera del Centro tematico Nazionale Atmosfera
Clima ed Emissioni, una ricognizione delle reti di monitoraggio della qualità dell’aria
presenti nel Veneto; durante lo scorso anno sono stati raccolti i metadati (tipo di
stazione, tipo di zona, coordinate geografiche, ecc.) è stato verificato il
microposizionamento di tutte le centraline della Regione. Entrambe le iniziative
hanno portato alla luce le numerose problematiche che la rete di rilevamento della
qualità dell’aria presenta, ossia:
Difficoltà di armonizzazione dei metodi di rilevamento e frammentarietà di
gestione;
Eccessiva presenza di siti di misura nei centri urbani;
Difficoltà a mantenere in qualità un numero elevato di stazioni;
Problematiche di microposizionamento delle centraline (rappresentatività
limitata);
Mancanza di copertura di tutto il territorio regionale;
Ridondanze nel rilevamento di alcuni inquinanti (SO2, PTS) e carenze nel
rilevamento di altri (PM10, benzene, O3).
La rete fissa di rilevamento della qualità dell’aria del Veneto è attualmente
costituita da 60 stazioni, 31 di traffico e 29 di fondo, distribuite come indicato in
Tabella 1.
Tabella 1 Configurazione dell’attuale rete di monitoraggio della qualità dell’aria del Veneto.
Provincia
PADOVA
VERONA
VICENZA
VENEZIA
BELLUNO
ROVIGO
TREVISO
TOTALE REGIONE
Stazioni di traffico
5
7
4
9
3
1
2
31
Stazioni di fondo
3
4
7
7
0
5
3
29
Totale
8
11
11
16
3
6
5
60
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
57
Risulta subito evidente l’elevato numero di stazioni di traffico nelle reti di Verona e
Venezia e l’assoluta mancanza di stazioni di fondo nella rete di Belluno.
Oltre alle stazioni della rete fissa ogni Dipartimento è dotato di mezzi mobili
(Tabella 2) utilizzati per la realizzazione di campagne specifiche su tutte le parti del
territorio regionale.
Tabella 2 Dotazione dei mezzi mobili presenti nei Dipartimenti ARPAV Provinciali.
Provincia
Mezzi
mobili
PADOVA
2
VERONA
2
VICENZA
1
VENEZIA
3
BELLUNO
1
ROVIGO
0
TREVISO
1
TOTALE REGIONE
10
La figura 1 illustra la dislocazione delle centraline sul territorio regionale: alcune
zone risultano completamente “scoperte” (fascia alpina, fascia prealpina, area del
Garda e del Veneto Orientale, altre invece, come ad esempio le aree urbane di Mestre,
Padova, Verona e Vicenza presentano un numero eccessivo di siti di misura.
Figura 1. Copertura del territorio della rete di monitoraggio della qualità dell’aria attualmente
esistente.
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
58
Le Direttive Figlie 99/30/CE, 00/69/CE forniscono delle indicazioni per la
determinazione del numero minimo di siti di misura. In particolare, l’allegato VII
della Direttiva 99/30/CE individua i criteri per stabilire il numero minimo di punti di
campionamento per la misurazione fissa di SO2, NO2, NOx, PM10 e piombo, al fine di
valutare la conformità ai valori limite concernenti la protezione della salute e le soglie
di allarme.
La determinazione del numero minimo dei siti di misura viene effettuata sulla base
delle fonti di inquinamento da considerare, distinte in “fonti diffuse” e “fonti
localizzate”.
Fonti diffuse
Popolazione
dell’agglomerato (in
migliaia)
Se le concentrazioni
superano la soglia di
valutazione
superiore
Se le concentrazioni
massime si trovano tra la
soglia di valutazione
superiore e inferiore
0 – 250
1
1
Negli agglomerati dove
le concentrazioni
massime sono al di sotto
della soglia di
valutazione inferiore
Non applicabile
250 – 500
2
1
1
Nel caso della Regione Veneto supponiamo che, per quanto riguarda la prima fascia
(0 – 250.000 abitanti) si superi la soglia di valutazione superiore, il cui valore è
indicato nella stessa Direttiva, soltanto negli agglomerati di Treviso, Belluno, Rovigo
e Vicenza; avremo quindi una stazione per ciascuna di queste città. Per quanto
riguarda, invece, la seconda fascia (250.000 – 500.000 abitanti), alla quale
appartengono Verona, Padova e Venezia dovremmo considerare due stazioni per città.
Complessivamente,per valutare l’inquinamento da fonti diffuse, dovremmo ipotizzare
la presenza di 10 stazioni.
Fonti localizzate
Per valutare l’inquinamento dovuto a fonti puntuali, si dovrebbe calcolare il
numero minimo di punti di campionamento, tenendo conto del tipo di emissione, della
probabile distribuzione dell’inquinamento e dell’esposizione della popolazione. Non
vengono quindi stabiliti dei criteri specifici, ma vengono forniti solo alcuni
suggerimenti.
Per la determinazione del numero minimo di punti di campionamento al fine della
valutazione della conformità ai valori limite per la protezione degli ecosistemi, la
Direttiva stabilisce i criteri sottoriportati.
Se le concentrazioni massime
Se le concentrazioni massime si situano
superano la soglia di valutazione tra la soglia di valutazione superiore e
superiore
inferiore
1 stazione per 20.000 km2
1 stazione per 40.000 km2
In questo punto, tuttavia, la Direttiva non è chiara, perché non spiega dove vadano
valutate le concentrazioni massime alle quali si fa riferimento. In ogni caso, tenendo
presente che la superficie del Veneto è di poco superiore ai 20.000 km2, si tratterebbe
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
59
di aggiungere un ulteriore sito per un totale di 11 stazioni, senza tener conto dei siti
da impiegare per la valutazione dell’inquinamento da fonti diffuse.
Indicazioni analoghe sono fornite per stabilire il numero minimo di punti di
campionamento per la misurazione delle concentrazioni di benzene e monossido di
carbonio ai sensi della Direttiva 00/69/CE . Viene fissato soltanto il numero minimo
dei punti di campionamento onde valutare la conformità ai valori limite concernenti la
protezione della salute umana, non anche per la valutazione dell’esposizione degli
ecosistemi.
Anche in questo caso viene effettuata la distinzione in fonti diffuse e in fonti
localizzate.
Fonti diffuse
Popolazione
dell’agglomerato
(in migliaia)
0 – 250
250 – 500
Se le concentrazioni
superano la soglia di
valutazione superiore
1
2
Se le concentrazioni massime sono situate
tra la soglia di valutazione superiore e
inferiore
1
1
Supponendo, analogamente al caso precedente, che il superamento della soglia di
valutazione inferiore si presenti nelle quattro città capoluogo (Vicenza, Belluno,
Treviso e Rovigo) e che il superamento della soglia di valutazione superiore si
manifesti solo nelle altre tre città Verona, Padova e Venezia, si calcolerebbero 10
stazioni.
Fonti localizzate
Non vengono forniti criteri specifici, suggerendo, anche in questo caso, uno studio
sulla tipologia delle emissioni, sull’esposizione della popolazione.
Le due Direttive Figlie si riferiscono a due gruppi distinti di inquinanti. La
99/30/CE individua il numero minimo di campionamento per la misurazione di SO2,
NO2, NOX, PM10 e Piombo, mentre la 00/69/CE individua il numero minimo di punti di
campionamento per il CO e il C6H6. Poiché per comodità e per economia di costi si
ipotizza che i punti di campionamento siano localizzati all’interno delle centraline e
quindi siano gli stessi per tutti gli inquinanti, si dovrebbero considerare 11 stazioni
certe, più un numero, da definire, per la valutazione dell’inquinamento da fonti
localizzate.
C’è da tenere presente, inoltre, che non è ancora stata emanata la Direttiva Figlia
inerente l’ozono (attualmente solo in fase di bozza), nella quale vi saranno delle
indicazioni in merito alla determinazione del numero minimo dei punti di
campionamento per la misurazione dell’ozono. In questo caso i criteri per la
definizione di tali siti saranno un po’ diverse, data la natura dell’ozono, inquinante
secondario e di comportamento caratteristico.
In realtà nello studio svolto non siamo partiti dal numero di stazioni indicato dalla
normativa, ma da quelle esistenti, approfondendo l’analisi del territorio (zone
oroclimatiche, aree protette), delle pressioni (impianti produttivi, strade e autostrade),
60
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
della distribuzione della popolazione. Da tutto ciò, valutando anche il
microposizionamento delle stazioni esistenti e tenendo presente la necessità di
copertura di tutto il territorio regionale, siamo arrivati alla formulazione di due
configurazioni, una a 34 stazioni e una a 27 stazioni. Quest’ultima rappresenta la
configurazione più essenziale possibile per la nostra Regione, altrimenti si
rischierebbe di perdere una notevole quantità di informazioni. Le indicazioni presenti
nelle Direttive citate riguardano solo il numero minimo dei siti di misura, mentre
pochi suggerimenti vengono forniti per la determinazione della configurazione
completa di una rete. Le indicazioni sono quindi del tutto generali e dovrebbero poi
essere calate nelle diverse realtà. E’ possibile, ad esempio, che la tipologia del
paesaggio e la struttura di alcuni paesi europei, si pensi ad esempio alla Svezia o alla
Norvegia, sia tale da non richiedere un elevato numero di siti di misura come ad
esempio in Italia, dove la struttura morfologica, le condizioni climatiche, la
distribuzione della popolazione e delle pressioni (impianti produttivi, strade) sono
tutt’altro che omogenee.
In questo senso l’analisi svolta rappresenta un approfondimento rispetto a quanto
espresso dalla normativa, approfondimento che le Direttive stesse suggeriscono di
concretizzare e soprattutto si pone come uno lavoro specifico per il Veneto, basato
sullo studio del territorio della nostra Regione.
La metodologia seguita per la realizzazione dell’indagine è stata così
caratterizzata:
Esame dello stato attuale;
Caratterizzazione del territorio regionale in termini di pressione e vulnerabilità;
Proposta di nuova configurazione: determinazione dei servizi erogabili, dei relativi
costi e di alcuni indicatori di rappresentatività della nuova rete.
2. ESAME DELLO STATO ATTUALE
Il lavoro è iniziato con il censimento di tutte le centraline del territorio regionale;
tramite un questionario compilato a cura dei gestori si è verificato il livello di qualità
raggiunto da ciascuna rete. In seguito l’Osservatorio Aria si è occupato di visitare ogni
stazione della rete, della raccolta dei metadati e di documentazione (foto del sito,
mappe georeferenziate, ecc.) al fine di verificarne il microposizionamento secondo
quanto espresso dalle Direttive CE.
Ogni stazione è stata classificata in base ai criteri forniti dall’Agenzia Europea per
l’Ambiente, ossia è stato descritta la tipologia della stazione, il tipo di zona secondo la
classificazione riportata in Tabella 3.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
61
Tabella 3 Classificazione delle stazioni di monitoraggio della qualità dell’aria (da “Criteria for
Euroairnet”, febbraio 1999).
TIPO DI
STAZIONE
Traffic (T)
Industriale (I)
Background (B)
TIPO DI ZONA
Urbana (U)
Suburbana (S)
Rurale (R)
CARATTERISTICHE DELLA
ZONA
Residenziale (R)
Commerciale (C)
Industriale (I)
Agricola (A)
Naturale (N)
Residenziale/Commerciale (RC)
Commerciale/Industriale (CI)
Industriale/residenziale (IR)
Residenziale/Comm/Ind (RCI)
Agricola/Naturale (AN)
Per le stazioni di traffico sono state raccolte le indicazioni sulla tipologia della
strada (canyon, strada ampia) e l’ammontare del traffico circolante (< 2000 v/g, tra
2000 e 10000 v/g, > 10000 v/g). Infine sono state raccolte le coordinate geografiche
(latitudine, longitudine) e l’altimetria di ogni sito di rilevamento.
Già in questa prima fase si è verificato che una buona parte delle stazioni visitate
non soddisfacevano ai requisiti di microposizionamento indicati nella Direttiva
99/30/CE e pertanto non risultavano rappresentative ai fini del monitoraggio
dell’inquinamento atmosferico.
3. CARATTERIZZAZIONE DEL TERRITORIO REGIONALE IN TERMINI DI
PRESSIONE E VULNERABILITÀ
Il territorio è stato caratterizzato dal punto di vista delle pressioni e delle
vulnerabilità.
La figura 2 rappresenta le informazioni raccolte in merito alle pressioni; sono
riportati gli insediamenti produttivi principali della regione, insieme alle strade
statali e alle autostrade.
Parallelamente è stato fatto uno studio sui recettori di tali pressioni, ossia:
La popolazione
Le aree protette gli ecosistemi e le colture
Il patrimonio artistico
62
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
Figura 2 Le pressioni presenti sul territorio regionale.
La figura 3 mostra come il Veneto sia caratterizzato da un insediamento di tipo
diffuso, distribuito su tutta la parte centrale del territorio, diversamente da quello che
succede in altre regioni, come l’Emilia e la Lombardia, dove la maggior parte della
popolazione è concentrata nei centri urbani e nelle zone immediatamente circostanti.
Figura 3 Densità abitativa nella regione Veneto.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
63
La popolazione presente negli agglomerati urbani con più di 200.000 abitanti è poco
più del 15 %, mentre circa il 40 % della popolazione totale, risiede nei comuni con
meno di 10.000 abitanti.
E’ fondamentale, secondo la normativa comunitaria in vigore e in base ai criteri
individuati dall’Agenzia Europea dell’Ambiente, che le stazioni di monitoraggio siano
posizionate in modo da essere effettivamente rappresentative della distribuzione della
popolazione.
Nella configurazione attuale della rete, invece, i centri urbani risultano fin troppo
monitorati e ciò a scapito dei centri più piccoli, o meglio della popolazione che vi
risiede.
Il grafico 1 evidenzia come le stazioni della Rete di Controllo della Qualità dell’Aria
del Veneto siano distribuite con un criterio che non segue la distribuzione della
popolazione.
Distribuzione della popolazione regionale e
delle stazioni in classi di abitanti
(configurazione esistente)
45
% popoalzione sul totale
% centraline sul totale
40
35
30
%
25
20
15
10
5
0
>200.000 ab.
100.000-200.000 50.000-100.000
20.000-50.000
10.000-20.000
< 10.000
Comuni
Grafico 1 Distribuzione della popolazione e delle stazioni attualmente esistenti rispetto alle
classi di abitanti.
Più del 30 % delle stazioni sono situate nei comuni con più di 200.000 abitanti,
comuni nei quali risiede solo il 15 % della popolazione totale regionale. Anche i
comuni con popolazione tra i 20.000 e i 50.000 abitanti risultano troppo monitorati,
mentre invece nei comuni con meno di 10.000 abitanti, dove risiede più del 40 % della
popolazione totale è presente solo l’8 % del totale delle stazioni.
L’altro criterio da tenere presente nella scelta dei siti di misura è la salvaguardia
delle aree protette e delle colture. La figura 4 riporta le colture tipiche della regione
(vigneti e coltivazioni a mais e frumento) insieme alla descrizione delle aree protette
(parchi regionali, nazionali, zone a protezione speciale).
64
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
Figura 4 Aree protette e colture principali della regione. Distribuzione dei monitor di ozono
nella rete attualmente esistente.
Al fine di determinare anche l’esposizione di questi recettori, è necessario avere a
disposizione un certo numero di stazioni di fondo, oltre a quelle già presenti, che non
sono posizionate in luoghi rappresentativi. Le aree più delicate risultano in realtà
prive di monitoraggio, nonostante il così elevato numero di siti di misura. Ad esempio
l’area del bellunese, ricca di parchi e zone montane di particolare interesse (laghetti
alpini, vegetazione di muschi e licheni) risulta dotata di tre sole stazioni, tutte
posizionate in prossimità di strade con traffico rilevante e quindi non adatte per la
determinazione di inquinanti secondari come l’ozono. Un discorso analogo vale per il
Polesine e la Laguna Veneta, altre due aree di interesse per gli ecosistemi presenti.
Per la determinazione dell’effetto che l’inquinamento può produrre su tali
ecosistemi è necessario individuare dei siti che siano di fondo e soprattutto stabilire
quali parametri monitorare.
Alcuni tipi di coltivazioni (vigneti, frumento) e di vegetazioni risultano sensibili
all’ozono, inquinante secondario, caratteristico perché viene principalmente prodotto
nei centri urbani e viene poi diffuso a seconda dei venti presenti e delle condizioni
meteorologiche anche in zone molto distanti dal luogo in cui è stato prodotto. In base a
queste considerazioni e alle informazioni raccolte, si è visto che effettivamente
esistono delle zone del territorio regionale (zona pedemontana, Polesine, zona centrale
in prossimità dei colli Euganei e Berici), dove è probabile l’accumulo di ozono.
Proprio in queste zone dovranno essere presenti delle stazioni di monitoraggio e
particolare attenzione dovrà essere dedicata alla misura dell’ozono.
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
65
La figura 4 mostra come sono distribuiti i monitor di ozono nella configurazione
attuale della rete di rilevamento della qualità dell’aria.
Una valutazione simile dovrebbe essere effettuata prendendo in considerazione
l’altro recettore, il patrimonio architettonico ed artistico (monumenti, palazzi, ville,
chiese, ecc.), continuamente sottoposto al deterioramento da parte di agenti corrosivi
presenti in atmosfera, come ad esempio gli ossidi di azoto (NOx), l’anidride solforosa
(SO2) e l’ozono stesso (O3). Facendo un ragionamento analogo a quanto fatto per gli
ecosistemi, occorrerebbe verificare se nelle aree di maggior interesse vi sia un
controllo di tali parametri.
4 PROPOSTA DI NUOVA CONFIGURAZIONE
Il lavoro svolto ha portato alla redazione di due proposte di configurazione della
rete di controllo della qualità dell’aria del Veneto:
Una proposta di base (ipotesi A) ponderata per il raggiungimento degli obbiettivi
descritti (protezione della popolazione, degli ecosistemi e del patrimonio artistico)
Una proposta di minima (ipotesi B) finalizzata principalmente al rispetto della
normativa di riferimento e definita per essere realizzata qualora si mirasse ad una
configurazione più essenziale possibile.
La configurazione di base (ipotesi A) è costituita da un totale di 34 stazioni, di cui 7
di tipo “Hot spot”, situate nelle principali aree metropolitane e in centri
rappresentativi di medie e piccole dimensioni e 27 stazioni di “Background”, delle
quali 6 collocate in aree urbane, 8 in aree suburbane, 13 in aree con vocazione agricola
e naturale (Tabella 4).
La figura 5 rappresenta come sarebbero distribuite le stazioni nella configurazione
di base della rete (ipotesi A). In rosso sono riportate le stazioni che verrebbero
mantenute dalla vecchia configurazione, in blu le nuove stazioni da inserire in luoghi
attualmente completamente scoperti (Ponte nelle Alpi, Cerro Veronese, Colli Euganei,
Oderzo, Asiago), in celeste le stazioni della ex-rete EMEP.
Figura 5 Distribuzione delle stazioni di monitoraggio sul territorio regionale nella proposta di
configurazione della rete di controllo della qualità dell’aria (ipotesi A).
66
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
Tabella 4 Proposta di configurazione per la Rete Regionale di controllo della qualità dell’Aria
del Veneto.
Provincia
BL
BL
BL
BL
VR
VR
VR
VR
VR
VE
VE
VE
VE
VE
PD
PD
PD
PD
PD
TV
TV
TV
TV
TV
RO
RO
RO
RO
RO
VI
VI
VI
VI
VI
Stazione di misura
Belluno La Cerva
Ponte nelle Alpi
Pez
Monte Chertz
Verona San Giacomo
Bovolone
Verona Cason
Cerro Veronese
San Bonifacio
Venezia Parco Bissuola
Venezia Sacca Fisola
Mestre Via Circonvallazione
Brussa
Chioggia
Padova Arcella
Mandria
Campodoro
Carrara S. Stefano
Colli Euganei
Cesen
TV Sauro
Vittorio Veneto
Castelfranco (EMEP)
Zona del mobile
Villafora
Porto Tolle
Borsea
Rovigo
Castelnuovo Bariano
Vicenza Viale Milano
Vicenza Q. Italia
Bassano
Schio
Asiago
Valenza
“Hot spot”
“Background”
“Background”
“Background”
“Hot spot”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
“Hot spot”
“Background”
“Background”
“Hot spot”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
“Hot spot”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
“Hot spot”
“Background”
“Hot spot”
“Background”
“Background”
“Background”
“Background”
Natura del territorio
Urbana
Sub-urbana
Rurale "near-city background"
Rurale “Regional”
Urbana
Urbana
Rurale "near-city background"
Rurale "near-city background"
Sub-urbana
Urbana
Urbana
Urbana
Rurale "near-city background"
Sub-urbana
Urbana
Sub-urbana
Rurale "near-city background"
Rurale "near-city background"
Rurale "near-city background"
Rurale "near-city background"
Urbana
Urbana
Rurale "near-city background"
Rurale "near-city background"
Rurale "near-city background"
Sub-urbana
Sub-urbana
Urbana
Sub-urbana
Urbana
Urbana
Urbana
Urbana
Rurale "near-city background"
Particolarmente interessante è la rivalutazione dei siti della rete EMEP, stazioni
che erano impiegate per la misura delle piogge acide, attualmente non più utilizzate a
questo scopo. I siti di misura, tutti di fondo, per lo scopo per il quale erano state
costruite, rivestono un rilevante interesse anche ai nostri fini, in particolare per la
determinazione dell’esposizione della vegetazione, colture, ecc, all’inquinamento da
ozono.
Nella nuova configurazione, le stazioni di “Hot-spot” e di “Background” urbano e
suburbano sono orientate principalmente alla valutazione dell’esposizione della
popolazione nelle 4 aree urbane e su base statistica per tutta la popolazione regionale
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
67
e del patrimonio artistico, con particolare attenzione agli inquinanti di tipo primario
(NO, CO, SO2, PM10, benzene).
Le stazioni di “Background” sono utilizzate invece per la ricostruzione su base
geostatistica dei livelli di concentrazione di inquinanti secondari, essenzialmente
ozono, per la valutazione dell’esposizione della popolazione, delle colture, delle aree
protette e del patrimonio artistico.
Osserviamo come si modifica il grafico della distribuzione della popolazione in
rapporto alla distribuzione delle stazioni di monitoraggio, passando dalla vecchia
(grafico 1) alla nuova configurazione (grafico 2).
Distribuzione della popolazione regionale e delle stazioni
in classi di abitanti (nuova configurazione)
45
% popolazione sul totale
% centraline sul totale
40
35
%
30
25
20
15
10
5
0
>200.000
ab.
100.000200.000
50.000100.000
20.00050.000
10.00020.000
< 10.000
Comuni
Grafico 2 Distribuzione della popolazione e delle stazioni di monitoraggio nella nuova
configurazione della rete di monitoraggio del Veneto.
E’evidente che, sia per quanto riguarda i comuni con più di 200.000 abitanti che
per quanto riguarda i comuni con meno di 10.000 abitanti, le differenze tra gli
istogrammi della popolazione e quelli delle stazioni risultano molto ridotti, quindi la
nuova configurazione è effettivamente più rappresentativa della distribuzione della
popolazione.
Parallelamente migliora la situazione per quanto riguarda la valutazione
dell’esposizione degli ecosistemi. La figura 6 rappresenta la distribuzione dei monitor
di ozono nella nuova configurazione e va confrontata con la figura 4, rappresentativa,
invece della vecchia configurazione. Si nota un incremento della misura dell’ozono
nelle zone effettivamente a rischio e una riduzione dei monitor nelle stazioni di “Hot
spot” (centri urbani delle aree metropolitane), dove la misura di tale parametro è
inutile, dal momento che l’ozono viene parzialmente trasformato in ossigeno ad opera
dell’ossido di azoto prodotto dal traffico urbano.
68
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
Figura 6 Distribuzione dei monitor di ozono nella configurazione proposta per la rete di
controllo della qualità dell’aria.
Figura 7 Distribuzione delle stazioni di monitoraggio sul territorio regionale nella proposta di
configurazione della rete di controllo della qualità dell’aria (ipotesi B).
L’altra configurazione considerata (ipotesi B) è stata presentata come proposta di
minima, utile come alternativa alla configurazione dell’ipotesi A. Rispetto a
quest’ultima sono previste 7 stazioni in meno: 1 di background urbano (Schio), 3 di
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
69
background suburbano (Borsea, Chioggia, S. Bonifacio) e 3 di background rurale
(località Pez, Carrara S. Stefano, Valdobbiadene - Cesen).
Come si osserva dalla Figura 7 la copertura del territorio regionale è comunque
mantenuta tranne che per la provincia di Belluno, dove sarebbero presenti soltanto
tre siti di misura.
Per entrambe le configurazioni è stata fatta una stima delle risorse necessarie per
l’attuazione del progetto.
Nella Tabelle 4 riportiamo le stime valutate sia nel caso in cui si procuri sempre
nuova strumentazione (ipotesi 1) sia nel caso in cui si preveda un riutilizzo dei
monitor facenti parte delle stazioni non inserite nella nuova configurazione (ipotesi 2).
La configurazione B presenta, rispetto alla configurazione A, dei costi di
investimento e di gestione annuale mediamente inferiori al 20.3%.
In entrambi i casi si ha un risparmio sui costi di gestione rispetto alla rete attuale
(mediamente –47.1%) e un tempo di recupero dell’investimento dell’ordine di 2.4 anni
(27 mesi). E’ da tenere presente comunque che la configurazione A presenta delle
potenzialità superiori rispetto alla configurazione B in quanto permette di ricavare
una maggiore quantità di informazioni sullo stato della qualità dell’aria della Regione.
Nella tabella 4 vengono altresì indicate le stime dei costi di investimento e di
gestione per le configurazioni a massimo numero di stazioni, che prevedono il
mantenimento o, addirittura, l’aumento delle centraline di monitoraggio.
La configurazione denominata “configurazione attuale 2”, tiene conto delle
esistenti 60 stazioni, rilocando 13 (8 stazioni ex-EMEP più 5 nuove) di queste nei siti
individuati dal presente studio come rappresentative dell’esposizione della
vegetazione. La configurazione chiamata “ configurazione O”, è costituita dalle 60
stazioni attualmente esistenti, più le 13 sopra descritte.
In quest’ultimo caso l’implementazione dell’attuale rete con i nuovi siti di misura,
interessanti per la valutazione dell’esposizione della vegetazione, comporterebbe un
incremento notevole dei costi di investimento, ma soprattutto implicherebbe una
spesa aggiuntiva dei costi totali di gestione, rispetto alla rete attuale, pari a 732
milioni annui.
Oltretutto le configurazioni a 60 ed a 73 stazioni rispettivamente, non
comporterebbero un arricchimento di informazioni utili sulla qualità dell’aria, rispetto
a quella selezionata a 34, in quanto le restanti
stazioni risulterebbero
rappresentative di microzone non significative.
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
70
Tabella 4 - QUADRO RIASSUNTIVO DEI COSTI - calcoli in base annua - valori in Ml di Lire IVA esclusa
Configurazione Configurazione Configurazione
Configurazione A Configurazione B
Attuale 1
Attuale 2
O
ipotesi 1 ipotesi 2 ipotesi 1 ipotesi 2
numero stazioni
costi di investimento
costi di gestione
acquisto monitor
installazione nuove stazioni
60
0
0
60
850
800
73
4433
1600
3741
1600
2391
800
3022
1230
1756
615
sostituzione monitor obsoleti 1
totale
754
754
754
2404
905
6938
342
5683
495
3686
275
4527
473
2844
risorse umane 2
1320
1320
1606
748
748
594
594
manutenzione 3
1428
1528
1737
809
809
643
643
costi fissi 4
810
810
986
459
459
365
365
costi laboratorio 5
totale
237
3795
237
3895
198
4527
198
2214
198
2214
198
1800
198
1800
4549
6299
11465
7897
5900
6327
4644
3,59
2,33
2,27
1,43
1581
1581
1995
1995
costi totali
anni necessari per il recupero dell'investimento
risparmio sui costi di gestione
spesa aggiuntiva sui costi di gestione
100
34
27
732
NOTE
configurazione attuale1 configurazione costituita dalle 60 stazioni esistenti
configurazione attuale 2 configurazione costituita dalle 60 stazioni esistenti con rilocazione di 13 stazioni, proposte per la configurazione a 34 stazioni
configurazione O
configurazione A
configurazione B
ipotesi 1
ipotesi 2
configurazione costituita dalle 60 stazioni esistenti più le nuove 13, proposte per la configurazione a 34 stazioni
nuova configurazione proposta a 34 stazioni
nuova configurazione proposta a 27 stazioni (sottoinsieme cella configurazione a 34 stazioni)
nel caso si comprino monitor sempre nuovi e si costruiscano centraline nuove
nel caso in cui si preveda un riciclo dei monitor presenti nelle centraline non considerate e un riutilizzo, tramite
spostamento delle centraline non previste
1
2
ipotesi di sostituzione strumentazione di un quantitativo pari al 15% annuo dell'attuale parco macchine
stimati considerando 80 giorni-uomo dedicati alla singola stazione con costo annuo operatore di 55 ML e n° giornate lavorative pari a 200
3
costo complessivo contratto manutenzione: 3433 ML, validità 24 mesi, estensione 60 stazioni+12 mezzi mobili. Costo medio annuo per stazione: 23,8 ML
4
costi di telefono e energia elettrica
costi inerenti a analisi che devono essere eseguite in laboratorio (IPA, metalli, idrocarburi aromatici, determinazione gravimetrica delle polveri)
5
A conclusione del lavoro, è in fase di elaborazione un indice utile per la valutazione
delle prestazioni delle due configurazioni proposte.
Tale indice sintetico deriva dalla composizione di più indicatori, ciascuno dei quali
fornisce una valutazione oggettiva della rappresentatività della rete rispetto al grado
di copertura del territorio, all’ esposizione della popolazione, del patrimonio artistico e
delle colture.
5 CONCLUSIONI
Il progetto descritto vuole indicare quale sarà la via da seguire nei prossimi anni
per essere conformi alla normativa comunitaria, in modo da operare omogeneamente
alle altre nazioni europee. Sarebbe concretamente difficile pensare di passare in poco
tempo dalla configurazione esistente a una delle due proposte. In realtà il cammino da
seguire sarà molto lungo e dovrà necessariamente passare attraverso la consultazione
dei gestori delle reti che conoscono più da vicino la situazione delle “proprie”
centraline, il livello di affidabilità dei dati prodotti, oltre che i problemi a livello locale
(presenza di piccoli e medi impianti produttivi, richieste specifiche da parte delle
Amministrazioni Pubbliche per il monitoraggio di siti particolari). Si tratterà infatti di
Ecosystem monitoring. From the integration between measurements to the integration between networks
71
compiere un lavoro di informazione e di coinvolgimento degli Amministratori locali al
fine di far comprendere che un numero elevato di stazioni di rilevamento non risolve i
problemi dell’inquinamento atmosferico; oltretutto se i siti di misura non sono
rappresentativi, le informazioni ottenute possono essere incomplete, fuorvianti e
inutilmente costose. E’ fondamentale collaborare con le Amministrazioni locali al fine
di approfondire lo studio del territorio, favorire lo scambio di idee e di informazioni
oltre che per instaurare un clima crescente di fiducia nei confronti di ARPAV.
La rete di monitoraggio attualmente esistente è il frutto di numerosi cambiamenti
avvenuti negli ultimi 5-6 anni. Le stazioni sono passate in pochi mesi dalla gestione
da parte dei Comuni e Province alla gestione di ARPAV. Il progetto presentato va
attuato gradualmente, apportando dapprima quelle modifiche che sono facilmente
realizzabili e che si rendono necessarie per ottenere la maggiore quantità di
informazioni sulla qualità dell’aria della nostra Regione. Alcune indicazioni possono
essere ad esempio: il posizionamento di almeno 1 o 2 stazioni di fondo nella Provincia
di Belluno per la valutazione dell’esposizione delle aree protette e della vegetazione,
l’incremento dei monitor di ozono nelle zone di probabile accumulo e la riduzione degli
stessi nei siti di traffico, dove la misura di tale parametro non è significativa. Molte
delle modifiche facilmente realizzabili non comportano un rilevante impegno di spesa.
Ad esempio le stazioni EMEP possono essere riutilizzate; alcune delle stazioni nuove
possono essere posizionate in siti idonei già dotati di una struttura adeguata, si pensi
al caso di Bosco Chiesanuova dove esiste una stazione di proprietà ARPAV per il
rilevamento della radioattività.
Infine un interesse particolare dovrà essere rivolto ai parametri meteo, da
considerare parallelamente ai parametri chimici. I dati meteo (direzione e velocità del
vento, quantità di precipitazione di radiazione solare, ecc.) forniscono una serie di
informazioni indispensabili per lo sviluppo di modelli matematici che permettono di
integrare le misure di tipo puntuale.
In sintesi vengono analizzate le proposte presentate in Tabella 4:
“Configurazione attuale 1”: non proponibile perché non in linea con i dettami
normativi e per gli alti costi di gestione;
“Configurazione attuale 2”: sconsigliabile per gli elevati costi di gestione;
“Configurazione O”: sconsigliabile per gli alti costi di investimento e di gestione;
“Configurazione A e Configurazione B”: delle quattro ipotesi presentate la
configurazione A - ipotesi 2 risulta quella che a fronte di un investimento minore
fornirebbe il maggior numero di informazioni ambientali ad un costo di gestione
sostenibile e ben inferiore all’attuale.
BIBLIOGRAFIA
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Quality Monitoring and Information Network.
ARPAV, Osservatorio Aria, Dicembre1999, “Reti di monitoraggio della qualità
dell’aria in Veneto. Ricognizione della funzionalità attuale e progetto per la
riqualificazione”.
Direttiva 99/30/CE del Parlamento Europeo e del Consiglio.
Direttiva 00/69/CE del Parlamento Europeo e del Consiglio.
72
A. Benassi ,G .Marson,F. Liguori, K. Lorenzet, P.Tieppo
Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001:73-90
I SISTEMI DI MONITORAGGIO IN AREE MARINE
COSTIERE E RELATIVE PROBLEMATICHE
Serena FONDA-UMANI
Università di Trieste
74
S. Fonda-Umani
Come é ben risaputo il mare é il recettore ultimo di tutti i reflui derivanti dalle
attività umane sulla terraferma attraverso i fiumi, i canali, il dilavamento delle
porzioni emerse, gli scarichi industriali ed urbani da terra o via mare. Risente inoltre
delle attività legate al trasporto marittimo, alla pesca, alla maricoltura, alla
navigazione da diporto e alla ricreazione turistica. E’ proprio a questo aspetto, e
soprattutto alla balneazione che storicamente sono legate le prime “attenzioni” alla
salubrità delle acque marine costiere. In altri termini il primo approccio alla tutela
dell’ecosistema marino é scaturito da una visione estremamente antropocentrica e
legata all’utilizzo diretto della risorsa mare. Risale al 1975 la Direttiva CEE 76/160
emanata dal Consiglio delle Comunità Europee concernente la qualità delle acque di
balneazione. Soltanto dopo sei anni l’Italia si adeguava alla Direttiva Cee emanando il
DPR 470/1982. Il decreto, ancora vigente, prevede un numero minimo di analisi delle
acque costiere entro 300 m dalla costa volte alla definizione di alcuni fondamentali
parametri microbiologici (Coliformi, totali, Coliformi fecali, Streptococchi,
Enterovirus) ed alcuni parametri chimici (pH, colorazione, trasparenza, olii minerali,
sostanze tensioattive, fenoli, ossigeno disciolto).che corrispondono soltanto in parte a
quelli richiesti dalla Direttiva CEE. Attualmente, dopo un avvio molto lento (nel 1987
i punti di controllo lungo le coste italiane erano soltanto 3801) sono le ARPE regionali
a farsi carico di queste indagini, che sono diventate di routine e coprono in modo
soddisfacente le coste italiane. Sono diventate anche familiari al grande pubblico che
segue le diatribe annuali tra la Goletta Verde e le amministrazioni locali e gioisce al
sapere che il litorale preferito é stato insignito della mitica bandiera blù.
Ma ripeto questo é un monitoraggio volto soltanto all’utilizzo delle acque
strettamente costiere ai fini della balneazione.
Nel 1976 viene promulgata la famosa “legge Merli” (319/1976) che prevede tra le
altre cose piani regionali di risanamento delle acque marine di competenza regionale,
per i quali le regioni adempienti attivano i primi monitoraggi della qualità delle acque
marine in senso ecosistemico. Fa scuola l’Emilia Romagna che inizia già nel 1976 un
monitoraggio della sua zona costiera fino a 3 km e lungo alcuni transetti si spinge fino
a 20 km dalla costa a cadenza quasi settimanale sotto costa e più diradata al largo.
Gran parte delle analisi riguardano soltanto l’acqua di superficie per la quale si
determinano temperatura, salinità, ossigeno disciolto, pH, clorofilla a, trasparenza,
sali nutritivi. L’impostazione del monitoraggio attuato dall’Emilia Romagna negli
anni 70/80 é legato alla classica percezione che a determinare condizioni distrofiche
dell’ecosistema marino sia l’eccesso di nutrienti sversati a mare. L’unico stimatore
della biomassa algale é infatti la clorofilla. Più tardi a questa si affiancheranno anche
analisi tassonomiche, seppur a livello di gruppi, del fitoplancton. Va ricordato che in
quegli anni tutta l’area costiera emiliano – romagnola soffriva frequentemente di
episodi di “maree colorate” che altro non sono che il proliferare di una o poche specie
di dinoficee. All’epoca si riteneva che fossero tutte fototrofe, quindi dei veri vegetali in
grado di fotosintetizzare, mentre oggi sappiamo che in gran parte sono eterotrofe (e
quindi hanno necessità di sostanza organica preformata) o più spesso mixotrofe, in
grado cioé di rispondere alle condizioni ambientali con comportamenti trofici
differenziati.
L’esempio dell’Emilia Romagna, che seppur con i limiti di impostazione predetti, va
considerato antesignano, viene imitato da ben poche regioni italiane. Bisogno
attendere i primi anni 90 perché altre regioni costiere adriatiche, su finanziamenti
dell’Ispettorato Centrale della Difesa del Mare del Ministero della Marina Mercantile,
si adeguino, adottando piani di monitoraggio molto simili a quello attuato dall’Emilia
Romagna. Per la regioni Friuli Venezia Giulia, ad esempio, il finanziamento dura due
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche
75
anni e si interrompe nel 1992. Ve detto che altre regioni, particolarmente sensibili,
quali ad esempio la Toscana, il Veneto, la Sicilia, finanziano in quegli anni diverse
attività di monitoraggio nelle proprie aree costiere, ma spesso le iniziative sono
sporadiche, limitate in termini di tempo ed arealmente, volte a specifici problemi di
inquinamento e del tutto scoordinate tra loro. Finalmente nel 1996 lo stesso
Ispettorato riesce a lanciare un piano di monitoraggio in 13 regioni, coordinato per
parametri da acquisire e tempi di acquisizione. A cadenza quindicinale d’estate e
mensile d’inverno vengono rilevati fondamentalmente i parametri introdotti
dall’Emilia Romagna, a cadenza stagionale anche quelli previsti per le acque di
balneazione sia sull’acqua che nei mitili (vedi allegato 1). Questa prima esperienza
dura fino al 1999 e genera un data set che é stato recentemente elaborato e presentato
in un libro “Qualità degli ambienti marini costieri italiani” edito dal Ministero
dell’Ambiente, che nel frattempo ha preso il posto di quello della Marina Mercantile
nel controllo delle acque nazionali. Infine nel 2001 é stato finanziato a scala nazionale
il nuovo Programma di Monitoraggio dell’ambiente marino costiero, coordinato dal
Servizio Difesa del Mare del Ministero dell’Ambiente. I parametri da rilevare previsti
dal nuovo programma si ampliano e comprendono ad esempio anche lo zooplancton e
le biocenosi di fondo (vedi allegato 2). Nonostante i miglioramenti introdotti anche
questo piano di monitoraggio non può considerarsi sufficiente a comprendere la reale
evoluzione degli ecosistemi marini. I risultati che potrà dare, anche a lungo termine, e
dopo che tutte le regioni si saranno dotate delle conoscenze metodologiche necessarie
a rilevare correttamente i parametri di nuova introduzione, saranno al massimo le
evoluzioni temporali dei principali gruppi fitoplanctonici e zooplanctonici, nonché le
possibili variazioni a larga scala dei popolamenti bentonici. Soltanto fenomeni
rilevanti di distrofia acuta (assenza d’ossigeno, inquinamenti da sversamenti
accidentali, ecc.), che possiamo ritenere catastrofici, possono essere rilevati con analisi
di questo tipo. Fluttuazioni sul lungo termine, ma in questo caso si parla di almeno 15
– 20 anni, possono dare indicazioni sull’evoluzione climatica del sistema e segnalare
differenze significative in termini di biodiversità o di biomassa.
A mio avviso manca ancora a livello dei monitoraggi marini in Italia, così come in
molti altri paesi, la conoscenza più approfondita del sistema stesso. In altri termini, la
percezione del funzionamento dell’ecosistema marino si basa ancora su concetti
ampiamente superati a livello di ricerca scientifica che considerano soltanto la
cosidetta catena trofica “classica” o del pascolo. Per esemplificare meglio, l’idea che sta
alla base di questi tipi di monitoraggio é che i nutrienti che arrivano al mare
determinano la quantità e la qualità della biomassa vegetale e che questa a sua volta
determina la quantità dei suoi predatori (zooplancton) i quali a loro volta saranno la
risorsa primaria per i pesci (sottinteso commestibili). Questa visione é troppo
semplicistica e non ci porterà mai alla comprensione del funzionamento
dell’ecosistema marino e men che meno delle sue anomalie. Noi ne abbiano una lunga
esperienza: uno dei problemi di maggior rilievo comparsi negli ultimi dodici anni
nell’Adriatico Settentrionale sono le mucillagini, grandi ammassi di materiale
gelatinoso, che si addensano in nubi di parecchi metri in colonna d’acqua e possono
ricoprire kilometri quadrati di superficie marina, con danni pesantissimi alla pesca e
soprattutto al turismo. I primi progetti di monitoraggio per cercare di capire l’origine
del fenomeno iniziarono nel 1990, su finanziamenti delle regioni Friuli Venezia Giulia
e Veneto e proseguirono fino a tutto il 1998 con finanziamenti, anche molto cospicui
nazionali. Oggi continuano ancora, anche perché le mucillagini comparse una prima
volta negli anni tra il 1988 e il 1991, sono comparse più recentemente nel 1997 e nel
76
S. Fonda-Umani
2000, sia su scala nazionale, con il progetto MAT, sia su scala regionale con i progetti
INTERREG del Friuli Venezia Giulia e del Veneto. A tutt’oggi il problema non si può
ritenere risolto, anche se quantomeno alcune ipotesi sono state scartate e oggi se ne
propongano di nuove.
Le prime ipotesi relative alle cause che potevano portare alla formazione dei
macroaggregati avevano tenuto in particolare considerazione gli essudati prodotti da
diatomee bentoniche (Forti 1906, Zanon 1931) e da diatomee planctoniche (Degobbis
et al.1995, Monti et al. 1995, Malej & Mosetic 1996, Mosetic et al. 1997),
particolarmente in condizioni di fosforo limitazione (Degobbis et al.1995,
Heissenberger et al.1996), che sembra favorire la produzione sia esocellulare che
intracellulare di zuccheri ad alto peso molecolare (Mycklestad 1977, Malej & Harris
1993; Monti et al. 1995, Obernosterrer & Herndl 1995) e di fibrille (Schuster & Herndl
1995).
La situazione di fosforo limitazione è tipica del periodo estivo nell'Adriatico
settentrionale ed è stata documentata per più di trent'anni (Chiaudani & Vighi 1982,
Maestrini et al. 1997). Era stata inoltre identificata come uno dei fattori scatenanti
una particolare evoluzione pluriannuale delle dinamiche del fiume Po (Degobbis et al.
1995), che risultavano significatamente correlate con la comparsa dei macroaggregati.
Negli ultimi anni però si è preso in sempre maggior considerazione il ruolo
dell'attività batterica nella produzione e rielaborazione del materiale organico
disciolto, con formazione di materiale disciolto refrattario che sembra essere la fonte
più probabile del materiale aggregante.
In effetti, la maggior percentuale del carbonio organico in mare è in forma disciolta:
la sua orgine può essere molto diversa: essudazione da parte di microaghe (Williams
1990, Alledredge et al. 1993), perdita durante i processi di predazione (sloppy
feeding), (Eppley et al. 1981), attività di degradazione operata dai detritivori sulle
“fecal pellets” prodotte dallo zooplancton (Honjio & Roman 1978), lisi cellulare
spontanea o per infezione virale (Bratbak et al. 1992, Furhman & Shuttle 1993;
Furhman & Noble 1995), processi di escrezione, ecc. Su questo substrato agiscono i
batteri, utilizzandolo e trasformandolo in propria biomassa. Tale biomassa viene
predata dal nanoplancton eterotrofo il quale a sua volta è predato dal
microzooplancton. Tutte queste classi di organismi restituiscono attraverso i processi
suelencati all'ambiente CO2 e materiale disciolto, particolarmente carbonio organico
disciolto (DOC) e quindi il "loop" si chiude (Azam et al. 1983). Durante questi processi
il substrato organico, che non è ovviamente costituito soltanto da molecole semplici di
carbonio quali monosaccaridi, ma bensì da un pool di infinite varietà per classe,
dimensione e complessità, di molecole organiche, subisce continue trasformazioni,
diventando via via meno "digeribile" per i popolamenti batterici. Questo porta ad un
incremento della percentuale di materiale refrattario via via che ci si allontana nel
tempo e nello spazio dalla sorgente primaria di formazione del DOC, che é in ultima
analisi il processo fotosintetico. Al fondo degli oceani l'età media del DOC è attorno ai
6/8.000 anni, e negli strati fotici si stima che la percentuale di refrattario sia
sull'ordine del 70-80% (Sondergaad & Middelboe 1995, Thingastad et al. 1997).
Uno dei problemi più intriganti che ci si trova oggi ad affrontare è la distinzione tra
materiale labile e materiale refrattario, perché in natura esiste in realtà un
"continumm" dimensionale (Azam 1998) tra le molecole di taglia più piccola, i polimeri
più o meno complessi, i superpolimeri, i colloidi, le particelle submicrometriche, fino
alle prime forme di aggregazione del materiale organico (TEP - Transparent
Exopolymer Particles) (Alledredge et al. 1993) e CSP (Coomassie Staining Particles)
(Long & Azam 1996) visibili in microscopia ottica. Questa "materia grigia" oceanica
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche
77
varia dimensionalmente da 20 nm a > 100 µm. Recentemente è stato introdotto il
concetto di idrogel (Chin et al. 1998): l'acqua marina è una matrice polimerica simile
ad un gel in cui colloidi e particelle restano intrappolate in una serie infinita di micro
"hot spots" (cellule fitoplanctoniche, neve marina, particelle di detrito) sui quali
agiscono preferenzialmente i batteri (Azam 1998; Azam et al. 1999). Recentemente è
stato descritto per un anno per il Golfo di Trieste l'evoluzione temporale delle
abbondaze di TEP e CSP lungo la colonna d'acqua, evidenziando incrementi in taglia e
numero di particelle in periodo estivo e in superficie, le particelle di dimensioni
maggiori non si riscontrano più negli strati prossimi al fondo, indicando un efficiente
sistema di allontanamento o degradazione di tali particelle lungo la colonna d'acqua.
La correlazione tra la superficie totale delle particelle e la lipasi è stata interpretata
come un segnale della degradazione delle particelle di dimensioni maggiori da parte
dei batteri (Fonda Umani et al. 2000).
Esiste un'altra possibile via di trasferimento della sostanza organica
fotosintetizzata dai produttori primari, soprattutto da quelli di minori dimensioni (<5
µm); eteronanoflagellati e microzooplancton predano, oltre che sulle componenti
eterotrofiche, anche sui piccoli produttori primari e a loro volta vengono predati da
organismi di taglia maggiore (copepodi, salpe, ecc.). In tal modo trasferiscono sia
l'energia derivata da substrati organici preformati, sia da materiale fotosintetizzato
recentemente, entrando da un lato in competizione con i predatori di ordine superiore
e nello stesso tempo alimentandoli attraverso quella che viene definita la "catena
trofica microbica" (Rassoulzadegan 1993).
In genere si ha la percezione che una catena ("classica") escluda l'altra
(“microbica") e questa a sua volta escluda il "microbial loop". In realtà, ad eccezione di
situazioni estreme quali quelle polari, in cui durante i lunghi periodi di buio possono
esistere trasferimenti energetici basati unicamente sul materiale disciolto derivato da
quello fotosintetizzato durante l'estate, in tutti gli altri sistemi le tre catene sono
presenti contemporaneamente, in quella che viene definita "mistivourus food chain".
A seconda delle stagioni l'una prevarrà sull'altra, ma senza escludersi a vicenda
(Fonda Umani, 2000).
A seconda del prevalere di una forma di trasferimento energetico sull'altra
cambieranno anche i destini finali del materiale fotosintetizzato. Nel "microbial loop"
infatti l'energia ricavata dal substrato disciolto viene restituita o allo stesso substrato
o respirata immediatamente o ancora trasformata in prodotti di escrezione "fecal
pellets" piccole e quindi galleggianti, che vengono utilizzate negli strati superficiali,
con ulteriore rilascio di CO2 in atmosfera. L'unica forma di immagazzinamento del
carbonio organico è ancora una volta sotto forma di disciolto refrattario che per
processi idrodinamici può venir trasferito negli strati profondi dell'oceano, dove, come
abbiamo visto, presenta mediamente età ragguardevoli. L'unica forma prevedibile di
vera sedimentazione di tale materiale passa attraverso i processi di flocculazione ed
aggregazione (Legendre & LeFevre 1992)
Se prevale la catena "classica" invece, i consumatori di ordine superiore, che hanno
tempi di vita più lunghi, immobilizzano nelle loro biomasse una parte del carbonio
organico per tempi maggiori e producono fecal pellets più pesanti che possono
sedimentare lungo la colonna, al di sotto della zona fotica, al limite fino al sedimento
di fondo, dove possono venire sepelliti. Anche una certa quantità di fitoplancton non
predato può a sua volta sedimentare e, nonostante l'attacco batterico che subisce
lungo il suo tragitto, almeno in parte raggiungere il fondo.
La produzione primaria può, come abbiamo visto, essere respirata nella zona
eufotica, esportata verso gli organismi di maggiori dimensioni o verso gli strati
78
S. Fonda-Umani
profondi dell'oceano. La taglia dei produttori primari (grandi autotrofi >2-5 µm, piccoli
autotrofi < 2-5 µm) e la disponibilità di DOC labile influenzano profondamente il
destino finale del carbonio biogenico.
La catena "classica" è caratteristica di zone ad alta energia, sia in termini
idrodinamici che in termini di concentrazione di nutrienti, quali aree costiere o di
upwelling, dove si verificano imponenti fioriture a diatomee (Kiorbe 1996). Queste, sia
che vengano predate attivamente dallo zooplancton, con conseguente produzione di
fecal pellets relativamente pesanti, sia che sedimentino attraverso processi di
aggregazione, perché non predate efficaciemente, determinano un rapido
allontanamento dalla zona fotica del carbonio fissato.
La catena "microbica" è invece tipica di zone a bassa energia, con scarso apporto di
nutrienti, dove il carbonio viene fotosintetizzato da produttori primari di piccole
dimensioni ed essenzialmente utilizzato e respirato in zona fotica.
Il Mediterraneo è da sempre considerato uno dei mari più oligotrofici del mondo e
dagli studi più recenti sembra essere quasi sempre in condizioni di fosforo limitazione.
Per questo ambiente Thingstad e colleghi (1995) hanno messo a punto un semplice
modello basandosi su numerose osservazioni precedenti relative all'esistenza di 1)
fosforo limitazione sia per il fitoplancton che per i batteri, 2) elevate concentrazioni
superficiali di organico disciolto (sia DOP che DOC) con gradienti decrescenti verso il
fondo, 3) scarsa degradazione del DOC da parte dei batteri a causa della fosforo
limitazione e della predazione e 4) regolazione del ciclo di rigenerazione del fosforo da
parte degli organismi di taglia minore e particolarmente dei batteri. Nel modello
vengono considerate tre potenziali classi di utilizzatori di fosforo inorganico; batteri,
piccoli autotrofi (flagellati) e diatomee. A seconda della maggiore o minore
disponibilità di DOC biodegradabile (labile) da un lato e di silice inorganica dall'altro,
l'incorporazione del fosforo inorganico sarà più efficiente da parte di uno dei comparti
di fissatori. Ad alte concentrazioni di fosforo inorganico prevarrà la catena trofica
"classica", che in effetti è più efficiente nel rispondere ad improvvisi e brevi apporti di
nutrienti, tipici di zone costiere e di upwelling (Kiorbe 1996), aumentando
rapidamente il flusso di materiale sedimentario in colonna con accumuli al nutriclinio.
Scarsi apporti di fosforo inorganico e sufficiente disponibilità di DOC degradabile
favoriranno la catena microbica in zone idrodinamicamente più stabili ed
oligotrofiche. La predazione giocherà il suo ruolo in egual misura: abbondanti
biomasse di eteronanoflagellati controlleranno efficaciemente le biomasse di batteri e
favoriranno l'assunzione di fosforo da parte dei nanoflagellati autotrofi; consistenti
biomasse di ciliati controlleranno efficaciemente sia il nanoplancton autotrofo che
eterotrofo, diminuendo la pressione di grazing di quest'ultimo sui batteri i quali
saranno più efficienti nell'assunzione di fosforo, la presenza massiccia di predatori di
ordine superiore (copepodi) infine abbasserà via predazione il numero di diatomee, ma
anche di ciliati, spostando nuovamente l'equilibrio a favore del nanoplancton
autotrofo.
Il Nord Adriatico cade in fosforo limitazione ad ogni estate con accumulo di DOP e
di DOC (Lipizer et al. 1997). In alcune occasioni, come si è detto precedentemente, in
quest'area si sono manifestati enormi accumuli di materiale polisaccaridico
(mucillagine). I macroaggregati gelatinosi appaiono derivare principalmente
dall'aggregazione della sostanza organica disciolta (DOM) (Alldredge & Croker 1995,
Leppard 1995). Le variazioni della quantità di DOM sono legate ai ritmi stagionali e
alle rispettive efficienze della rete trofica (Zweifel et al. 1993, Copin-Montégut & Avril
1993, Williams 1995).
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche
79
Durante l'estate in tutto il Nord Adriatico la produzione di essudati da parte del
fitoplancton può al limite essere anche più consistente, perché la scarsa disponiblità
di nutrienti (e soprattuto di fosforo) induce il fitoplancton ad un maggiore tasso di
essudazione (Fogg 1983, Myklestad 1974, Thingstad et al. 1997). In estate tuttavia la
biomassa fitoplanctonica é minore rispetto alla primavera e conseguentemente anche
la produzione primaria diminuisce, pertanto il carbonio fissato per fotosintesi può non
essere sufficiente alla richiesta totale di carbonio da parte dei popolamenti batterici
(Giani et al. 1999). In questo caso però gli apporti fluviali ricchi in DOC possono
presumibilmente sopperire alla richiesta da parte della comunità batterica (Pettine et
al. 1999). In autunno le fioriture a diatomee non sono così intense come in primavera
e probabilmente si esauriscono rapidamente per fotolimitazione, piuttosto che per
effetto della predazione (Cataletto et al. 1993). Ciò determina un ulteriore accumulo di
DOC. I pochi dati disponibili relativi alle concentrazioni di DOC suggeriscono un
incremento delle quantità presenti nel bacino dalla primavera all'autunno (Pettine et
al. 1999).
Semplici calcoli di larga massima ci hanno consentito comunque di stabilire che la
produzione primaria media, riportata per il bacino settentrionale dell'Adriatico e pari
a 80 - 130 gCm-2 per anno giustifica ampiamente le quantità di DOC misurate, che
variano da 40 a 60 gCm-2. E' sufficiente che la metà del DOC presente, pari a 30 gCm-2
aggreghi per ottenere uno strato di 5 cm di mucillagine in superficie, basandosi su un
contenuto di 0.6 gCl-1 di mucillagine calcolato da Zutic e collaboratori (Azam et al.
1999). In altri termini, le quantità in gioco sono del tutto congrue e non é necessario
immaginare nessun fatto eccezionale (fioriture anomale di diatomee o batteri, o
iperproduzioni di essudati) per giustificare la quantità di materiale disciolto
necessaria a produrre aggregati di grandi dimensioni.
E' soprattutto la percentuale di DOC refrattario o lentamente biodegradabile che
accumula durante tutto il processo, in quanto la sua produzione sembra essere
strettamente legata all'attività batterica. I batteri infatti tendono a rimineralizzare il
fosforo prima e più efficacemente che il carbonio, a causa della maggiore attività
fosfatasica rispetto a quella glucosidasica (Smith et al. 1992). In situazioni
particolarmente spinte di fosforo limitazione però Obernoster e Herndl (1995)
osservano che le elevate quantità di PER (Photosynthetic Extracellular Release) non
vengono efficaciemente assimilate dai batteri e quindi tendono ad accumulare.
Inoltre, il materiale capsulare dei batteri associati alla PER (costituito soprattutto da
polisaccaridi e pertanto refrattario) può aumentare la quantità di DOC non
biodegradabile (Heissenberger et al. 1996). Quest'ultimo tende ad accumulare negli
strati eufotici. Il DOC refrattario in oceano o nei mari a maggior profondità viene
lentamente trasferito alla zona afotica per effetto del mescolamento della masse
d'acqua. In un bacino a bassa profondità quale il Nord Adriatico tale trasferimento
non può avvenire, ma vi possono essere trasporti laterali per effetto delle correnti
advettive.
La circolazione "tipica" del Nord Adriatico é caratterizzata dal ricambio completo
della massa d'acqua ad ogni inverno, per effetto della formazione di acqua densa che
fluisce verso Sud (Artegiani et al. 1997). Questo determina l'allontamento e il mancato
accumulo di DOC. Ma se, come sembra possibile in determinate condizioni
meteorologiche (Hopkins 1999), viene a mancare il ricambio invernale o questo non é
totale, si può ipotizzare che una certa parte della massa d'acqua permanga nel bacino
settentrionale con tutto il suo carico di DOC refrattario che andrà a sommarsi al DOC
prodotto l'anno seguente attraverso i processi biologici brevemente schematizzati
precedentemente. Ancora, la circolazione tipica del nord adriatico tende a trasportare
S. Fonda-Umani
80
le masse d'acqua e il loro contenuti lungo la costa italiana (Artegiani et al. 1997).
All'altezza del Medio Adriatico però parte della corrente discendente viene
intrappolata nel vortice anticiclonico che si forma a questa latitudine e
successivamente rientrare nell'Alto Adriatico come LIW (Levantine Intermediate
Water) modificata e pertanto rimettere in circolo parte del DOC refrattario prodotto
durante la precedente stagione produttiva. Il ripetersi di tali rifluimenti di sostanza
organica disciolta, seppur diluita, potrebbe, più che aumentare la quantità totale di
DOC, aumentarne considerevolmente, anno dopo anno, l'età, determinando un
progressivo invecchiamento della sostanza disciolta. L'aumento dell'età del DOC
diminuisce ovviamente la sua degradabilità, modificandone la struttura biochimica e
presumibilmente aumentando le sue capacità di coagulazione e flocculazione (Azam et
al. 1999).
Il programma di monitoraggio finalizzato alla comprensione del fenomeno
“mucillagini” che stiamo portando avanti da 3 anni é stato messo a punto sulla base di
queste considerazioni ed é pertanto essenzialmente rivolto al ciclo del carbonio in
ambiente marino.
Le analisi si effettuano su un grid di 29 stazioni (fig.1) a cadenza mensile. I
parametri rilevati sono riportati nelle tabelle 1, 2 e 3.
Fig. 1
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche
81
Tab. 1
PARAMETERS
METEOROLOGICAL-MARINE
PARAMETERS
CHEMICAL-PHYSICAL PARAMETERS BY
MULTIPARAMETRIC PROBE
AIRT air temperature
AIRTW
wet air temperature
CLOUDA
cloud amount
CLOUDT
cloud type
DEPTH
bathymetric depth
OIL oil on the surface of sea waters
RHUMIDITY
relative humidity
SEASTATE
sea state
Secchi-white disk
SECCHIW
STREAMDIR
stream direction
STREAMSPD stream speed
SURFACTAGE surfactants
TAR
tar on the surface of sea
waters
VISIB visibility
WATERCOLOR water color
wave direction
WAVEDIR
WAVEHEIGHT wave height
WDIR wind direction
WSPD
wind speed
CHLAP
chlorophyll a
density excess (gamma-st0)
GAMMA0
OXYP dissolved oxygen
OXYSP
dissolved oxygen saturation
PHP
hydrogen ion concentration
SALINP
salinity
TEMPP
sea temperature
KPAR light attenuation coefficient
LUCHL
upwelling chlorophyll radiance
PAR
photosynthetically available radiation
PERCPAR
percentual of par in column water
REFPAR
reference air surface par
TPNF temperature from PNF
Tab. 2
WATER
PHYSIOLOGICAL PARAMETERS
CHEMICAL PARAMETERS
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
CHLA
CHLA2
CHLA20
CN
CSP
CSPA
DOC
DON
DOP
NH3
NO2
NO3
NTOT
OXY
PHEO
PHEO2
PHEO20
POC
PON
PO4
PTOT
SIO2
TEP
TEPA
chlorophyll a
chlorophyll a < 2 ? m
chlorophyll a < 20 ? m
atomic ratio (carbon/nitrogen)
Coomassie staining particles
Coomassie staining particles area
dissolved organic carbon
dissolved organic nitrogen
dissolved organic phosphorous
ammonium content (N-NH4)
nitrite content (N-NO2)
nitrate content (N-NO3)
total nitrogen content
dissolved oxygen (Winkler)
pheopigment
pheopigment < 2 ? m
pheopigment < 20 ? m
particular organic carbon
particular organic nitrogen
phosphate content (P-PO4)
total phosphorous content
silicon from dissolved Si(OH)4
transparent exopolymer particles
transparent exopolymer particles area
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
BATTERI
bacterial C prod - 3Hleucin
BATTERI
bacterial C prod - 3Hthymidine
BATTERI
bacterial enzymatic activity
NO3QUPTAKE
nitrate uptake
NO3VUPTAKE
nitrate assimilation rate
NH4QUPTAKE ammonium uptake
NH4VUPTAKE
ammonium assimilation rate
PROD.PRIMARIA tot primary prod
RESPBACT
planktonic respiration
BIOLOGICAL PARAMETERS
FITOPLANCTON phytoplankton - abundance
FITOPLANCTON phytoplankton - carbon
content
MICROZOOPLANCTON microzooplankton abundance
MICROZOOPLANCTON microzooplankton - C
content
MESOZOOPLANCTON
mesozooplankton C,N content
NANOPLANCTON
auto, heteronano
abundance
NANOPLANCTON
nanoplankton - C
content
BATTERI
photo, heterobact abundance
BATTERI
bacteria - C content
VIRUS
virus - abundance
S. Fonda-Umani
82
Tab. 3
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
SEDIMENT
ALKCARBSED
BBL, pore water alkalinity
•
ALKTOTSED
BBL, pore water total alkalinity
•
BATTERI BBL
autobacteria - abundance
•
BATTERI BBL
heterobacteria - abundance
•
BATTERI sediment bacteria - abundance
•
BATTERI BBL
bacterial C production •
3Hthymidine incorporation
•
BATTERI
sediment bacterial C production
•
3Hthymidine incorporation
BATTERI BBL
bacterial C production •
3Hleucine incorporation
•
BATTERI
sediment bacterial C production
•
3Hleucine incorporation
•
BATTERI
BBL enzymatic activity
•
BATTERI
sediment enzymatic activity
•
CARBSED
sediment carbohydrates
•
CHLASED
sediment chlorophyll a
•
CNSED
atomic ratio (C/N)
•
CSED
sediment organic
•
C CSEDGROS2
sediment gross primary prod (2
•
? m)
•
CSEDGROSP
sediment gross primary prod
•
CSEDNETP
sediment net primary prod
•
CSEDNETP2
sed net primary prod ( 2 ? m)
•
CSEDRESP
C sediment respiration
CSEDRESP2
C sediment respiration ( 2 ? m)
DOCSED
BBL, pore water DOC
LIPSED
sediment lipide
MACROBENTHOS macrobenthos - abundance
MACROBENTHOS macro - ash free dry weight
MEIOBENTHOS
meiobenthos - abundance
MICROFITOBENTHOS
microphytobenthos
abundance
NH4SED
BBL, pore water NH4 content
NO2SED
BBL, pore water NO2 content
NO3SED
BBL, pore water NO3 content
NSED
sediment tot N
O2SEDGROS2
O gross primary prod ( 2 ? m)
O2SEDGROSP
O gross primary production
O2SEDNETP
O net primary prod
O2SEDNETP2
O net primary prod (2 ? m)
O2SEDRESP
O sediment respiration
O2SEDRESP2
O sediment respiration (2 ? m)
PHEOSED
sediment pheopigment
PO4SED
BBL, pore water PO4 content
PROTSED
sediment proteins
SIO2SED
BBL, pore water silicate content
SO4SED
BBL, pore water sulfate content
Alcuni dei risultati più significativi ottenuti con questo tipo d’indagine sono
l’identificazione dell’eterotrofia o dell’autotrofia del sistema, comparando i dati di
produzione primaria con quelli di respirazione (fig.2), le fluttuazioni stagionali
interdipendenti dei diversi gruppi trofici (fig. 3), l’evoluzione del rapporto virus/batteri
(fig. 4) e la quantificazione dei flussi di carbonio organico all’interno del sistema (fig.
5, 6, 7).
PP/ R
lug -98
se t-98
no v-98
g en-99
ma r-99
m a g -99
lug -99
se t-99
no v-99
g en-00
ma r-00
m a g -00
lug -00
se t-00
no v-00
g en-01
ma r-01
m a g -01
-5
Fig. 2
-4
-3
-2
-1
0
1
2
83
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche
Fig. 3
300
250
200
150
100
50
0
L A S ON D G F M A MG L S ON G F M A MG
'98
'99
'00
Fig. 4
35
30
25
20
15
10
5
0
viruses
bacter
S. Fonda-Umani
84
Febbraio 1999
5,22 µg C/l/h
2,72 µg C/l/h
0,85 µg C/l/h
autotrofi
1256,3
µg C/l
Copepodi
7,14 µg C/l
0,033 µg C/l/h
0,67 µg C/l/h
0,04 µg C/l/h
1060
µgC/l
1,2 µg C/l/h
batteri
Eterotrofi
7,6 µg C/l
microeterotrofi
33,95 µg C/l
0,21 µg C/l/h
nanoflagellati
eterotrofi
3,52 µg C/l
0,03 µg C/l/h
nanoflagellati
Autotrofi
1,12 µg C/l
Fig. 5
Febbraio 2000
2,81 µg C/l/h
9,42 µg C/l/h
1,48 µg C/l/h
autotrofi
345,18
µg C/l
Copepodi
4,11 µg C/l
0,019 µg C/l/h
4,74 µg C/l/h
0,07 µg C/l/h
911
µgC/l
nanoflagellati
eterotrofi
4,4 µg C/l
0,03 µg C/l/h
batteri
eterotrofi
2,81 µg C/l
0,094 µg C/l/h
Fig. 6
nanoflagellati
autotrofi
0,61 µg C/l
microeterotrofi
7,91 µg C/l
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche
85
Febbraio 2001
4,1 µg C/l/h
3,97 µg C/l/h
0,2 µg C/l/h
autotrofi
150,56
µg C/l
Copepodi
13,52 µg C/l
1,29 µg C/l/h
0,09 µg C/l/h
952
µgC/l
batteri
eterotrofi
23 µg C/l
2,1 µg C/l/h
batteri
autotrofi
8,24 µg C/l
0,003 µg C/l/h
0,41 µg C/l/h
0,12 µg C/l/h
nanoflagellati
eterotrofi
2,86 µg C/l
microeterotrofi
3,387 µg C/l
0,08 µg C/l/h
nanoflagellati
Autotrofi
6,35 µg C/l
Fig. 7
Accanto a questi tipi d’analisi stiamo affiancando quelle più specifiche a livello di
composizione genetica dei popolamenti batterici coinvolti nella formazione di muco
rispetto a quelli caratterizzanti la colonna d’acqua.
Con questo tipo di “monitoraggio” abbiamo potuto stabilire il trofismo generale
dell’ecosistema in analisi e contiamo quanto prima di identificare chiaramente (e
sperimentalmente) i principali produttori delle sostanze aggreganti e le
caratteristiche ambientali che ne facilitano la produzione.
86
ALLEGATI
All. 1
S. Fonda-Umani
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche
All. 2
87
88
All. 2 (parte II)
S. Fonda-Umani
I sistemi di monitoraggio in aree marine costiere e relative problematiche
All. 2 (terza parte)
89
90
S. Fonda-Umani
Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001:91-102
IL BIOMONITORAGGIO DELLA “QUALITÀ DELL’ARIA”
TRAMITE LICHENI
Pier Luigi NIMIS
Dipartimento di Biologia, Università di Trieste
Riassunto
Si discutono alcuni problemi terminologici e metodologici relativi all’impiego di biomonitors di
“qualità dell’aria”, con particolare riguardo ai licheni. Le tecniche di biomonitoraggio non misurano nè
l’inquinamento nè la qualità dell’aria, ma stimano l’alterazione rispetto alla norma di componenti degli
ecosistemi reattivi all’inquinamento. Si suggerisce di abbandonare la tradizionale distinzione tra
biomonitors “attivi” e “passivi”, in quanto terminologicamente impropria e fuorviante. Maggiore
attenzione andrebbe rivolta alla variabilità dei dati, distinguendo il dato biologico dalla sua
interpretazione in termini di alterazioni ambientali, con l’elaborazione di scale di interpretazione diverse
per diverse situazioni ambientali.
Abstract
This is a critical discussion of some main terminological and methodological problems related to the
use of biomonitors of “air quality”, with emphasis on the Italian experience concerning lichens, and on
methods which can be applied on a large scale. Biomonitoring techniques do not measure air pollution,
nor air quality: they estimate the degree of alteration from normal conditions of pollution-reactive
components of the ecosystems. The traditional distinction between “active” and “passive” biomonitors
should be abandoned, being improper and deceiving. More attention should be devoted to data
variability, and to the distinction between biological data and their interpretation in terms of
environmental disturbance. Different scales of interpretation are necessary for different bioclimatical
and geo-lithological situations.
Parole chiave: Bioindicatori, Bioaccumulatori, Biomonitoraggio, Inquinamento, Qualità dell’Aria.
Key words: Bioindicators, Bioaccumulators, Biomonitoring, Pollution, Air Quality.
92
Pierluigi Nimis
1. INTRODUZIONE
L’utilizzo di indicatori biologici per la valutazione della qualità ambientale è
oggi molto diffuso. Negli ultimi anni, anche in Italia, sono stati pubblicati numerosi
studi, con lo sviluppo di tecniche originali, e/o l’adattamento al territorio nazionale di
tecniche elaborate all’estero. In alcuni casi sono state definite delle scale di
interpretazione basate sull’analisi statistica di grandi quantità di dati. Questo
articolo, largamente basato su ricerche da me condotte sui licheni, discute alcuni
problemi nell’applicazione di tecniche di biomonitoraggio in generale, con particolare
riguardo a studi su vasta scala, potenzialmente estendibili a livello nazionale ed
internazionale.
Si consiglia di utilizzare il termine “monitoraggio” soltanto nei casi in cui la
metodica renda possibile una ripetizione dello studio nel tempo. L’importanza della
standardizzazione delle metodiche è di evidente rilevanza in questo contesto. Il
termine “indicatore” viene solitamente utilizzato per definire un organismo le cui
reazioni sono riconducibili agli effetti di ben definite modificazioni ambientali. Tale
termine, ormai entrato nella terminologia corrente, rischia di essere pericoloso in un
contesto biologico-ecologico. Il termine detiva dal latino “index” che altro non è se non
il dito indice: con tale dito possiamo “indicare” una cosa alla volta. Gli organismi,
invece, sono sistemi complessi e policausali che reagiscono all’effetto sinergico di
numerosi parametri ambientali. E’ irrealistico pensare che un organismo possa
fungere da “dito indice” per un fattore soltanto, e molti dei problemi più gravi nel
campo del biomonitoraggio derivano dall’accettazione acritica del concetto di “indice”.
A mio parere, le tecniche di biomonitoraggio forniscono una stima temporale delle
deviazioni da situazioni normali di organismi reattivi a modificazioni ambientali.
Espressioni come “monitoraggio dell’ inquinamento tramite licheni” sono
epistemologicamente scorrette. Quello che viene monitorato non è l’inquinamento, ma
lo stato dei licheni. In altre parole, l’uso del termine “indicatore” ha poco a che fare
con il tipo di tecnica utilizzato, e molto con l’interpretazione dei dati, in quanto
dipende dal grado di conoscenza – presunta o reale – della causa principale dei
parametri che vengono monitorati.
Le tecniche di biomonitoraggio permettono di seguire nel tempo lo stato di alcuni
organismi particolarmente reattivi a diversi tipi di variazioni ambientali. Le risposte
di questi organismi si manifestano a due livelli, che corrispondono a due categorie di
tecniche:
a) accumulo di sostanze: tecniche di bioaccumulo, che misurano le concentrazioni di
sostanze in organismi in grado di assorbirle ed accumularle dall'ambiente;
b) modificazioni morfologiche, fisiologiche o genetiche a livello di organismo, di
popolazione o di comunità: tecniche di bioindicazione in senso stretto, che stimano gli
effetti di variazioni ambientali su componenti sensibili degli ecosistemi.
Nel secondo caso gli organismi devono essere sensibili ai fattori indagati, avere
presenza diffusa, scarsa mobilità e lungo ciclo vitale, mentre nel caso del bioaccumulo
essi devono essere tolleranti alle sostanze considerate. Non vi sono differenze
sostanziali tra tecniche di bioindicazione e di bioaccumulo, anche se le prime si basano
su misure biologiche, le seconde su analisi chimiche: entrambe rientrano nella
definizione del termine “biomonitoraggio” riportata sopra.
E’ corrente una distinzione, terminologicamente infelice, tra biomonitors passivi,
già presenti sul territorio, e quelli attivi, posizionati dall’operatore. I poco eleganti
termini attivo e passivo, impropri e fuorvianti, dovrebbero venire abbandonati (Nimis
1999b). Anche la frequente affermazione per cui il biomonitoraggio produce dati
Il biomonitoraggio della “qualità dell’aria” tramite licheni
93
qualitativi, di qualità dell’aria, piuttosto che dati quantitativi di inquinamento, non è
corretta. I termini "qualità dell'aria" ed "inquinamento dell'aria", spesso utilizzati
come sinonimi, coprono concetti diversi (Nimis 1990, 1991). L’inquinamento, espresso
in termini di concentrazioni misurate strumentalmente, è di facile definizione
operazionale, ma il suo monitoraggio è difficile, per i seguenti motivi:
a) le concentrazioni di inquinanti in atmosfera sono molto variabili nello spazio e
nel tempo; il che implica studi condotti su base statistica, per lunghi periodi, e con
dense reti di punti di misura;
b) gli alti costi degli strumenti ne limitano fortemente il numero, per cui i dati
strumentali hanno spesso una scarsa qualità statistica, nonostante l'apparente
precisione delle singole misure;
c) la strumentazione normalmente utilizzata rileva un numero esiguo di sostanze
inquinanti.
Il termine qualità dell’aria si riferisce invece agli effetti dell’inquinamento su
diversi soggetti, tra cui l'uomo, altri animali, piante, o oggetti inorganici, come i
monumenti in pietra; la sua definizione operazionale dovrebbe venire affidata ad
indici numerici basati su un altissimo numero di parametri, il che è reso quasi
impossibile dalle troppo scarse conoscenze su:
a) effetti di singole sostanze inquinanti su uomo, animali, piante,
b) effetti sinergici degli inquinanti su diversi organismi,
c) trasferimento degli inquinanti negli ecosistemi,
e dal il fatto che il danno provocato dagli inquinanti non sempre dipende da valori
medi, ma anche da quelli massimi, o dalla durata dell'esposizione.
Queste difficoltà hanno portato alla ricerca di indicatori della qualità dell'aria:
parametri della più diversa natura che si suppongono correlati con la qualità dell'aria.
In assenza di una definizione operazionale del termine qualità dell'aria, gli indicatori
diventano il solo modo per definirla. Ciò comporta un ragionamento circolare (”la
qualità dell’aria è ciò che si misura attraverso gli indicatori di qualità dell’aria”),
inaccettabile dal punto di vista scientifico (Nimis 1991, 1999a,b).
Le tecniche di biomonitoraggio producono dati biologici: misure di biodiversità, di
variazioni nell’assetto morfologico, fisiologico o genetico degli organismi, misure delle
concentrazioni di sostanze negli organismi. Essi hanno un interesse intrinseco,
indipendentemente dall’eventuale correlazione con dati strumentali di inquinamento.
Il biomonitoraggio non utilizza gli organismi come centraline, né fornisce stime di una
non meglio definita qualità dell’aria: esso fornisce dati utili per stimare gli effetti
combinati di più inquinanti sulla componente biotica. Il biomonitoraggio non è
alternativo rispetto a quello strumentale, ma è un campo di ricerca autonomo
nell’ambito della Biologia, che può fornire informazioni importanti per il monitoraggio
dell’inquinamento, individuando possibili zone a rischio, ed ottimizzando la
localizzazione degli strumenti di misura.
2. LIMITI E VANTAGGI DELLE TECNICHE DI BIOMONITORAGGIO
Le tecniche di biomonitoraggio correntemente utilizzate permettono di valutare
alterazioni ambientali dovute a tre classi principali di inquinanti:
a) SO2 e NOx (es: bioindicazione tramite licheni);
b) metalli in traccia (la maggior parte delle tecniche di bioaccumulo);
c) ozono (es: l’uso del tabacco come bioindicatore).
Il biomonitoraggio della radioattività ambientale, che si avvale di
bioaccumulatori quali funghi, licheni e muschi, non viene considerato in questa sede,
94
Pierluigi Nimis
in quanto quasi tutti gli esempi italiani si riferiscono alla stima delle ricadute
radioattive al suolo, e non alle concentrazioni di radionuclidi in atmosfera (v. Nimis
1996).
Ogni tecnica presenta limiti e vantaggi specifici, che vanno attentamente
considerati nella pianificazione di reti di monitoraggio biologico. I limiti più frequenti
sono:
a) Alcune tecniche (soprattutto quelle con biomonitors autoctoni) non sono
applicabili ovunque; ad esempio, l’uso di licheni come bioindicatori non è possibile in
aree con scarsità di alberi adatti, quello dei licheni come bioaccumulatori non lo è in
aree molto inquinate con scarsità di licheni idonei al campionamento;
b) non vi è sempre una relazione univoca tra dati biologici e concentrazioni in
atmosfera di specifici inquinanti, in primo luogo a causa degli effetti sinergici di più
inquinanti e di altri fattori ecologici sugli organismi;
c) non è sempre possibile elaborare un’unica scala di interpretazione dei dati
biologici in termini di inquinamento, valida per tutto il territorio nazionale; ad
esempio, lo stesso valore di biodiversità lichenica indica diversi livelli di inquinamento
nell’Italia mediterranea ed in quella submediterranea, a causa dell’influenza del clima
sulla biodiversità;
d) alcune tecniche presentano limiti evidenti ad un estremo della scala dei valori;
ad esempio, quelle di bioindicazione tramite licheni non permettono di risolvere
ulteriormente la suddivisione del territorio in fasce ad inquinamento crescente al di
sotto della soglia di “deserto lichenico” (sparizione completa di tutte le specie);
e) alcune tecniche non permettono di rilevare immediatamente fenomeni acuti di
alterazione ambientale, in quanto la reazione degli organismi richiede un certo tempo
per essere apprezzabile; in certi casi il monitoraggio temporale può venire effettuato
soltanto a distanza di mesi, o di anni.
I principali vantaggi sono:
a) possibilità di ottenere rapidamente, a bassi costi, e con un’alta densità di
campionamento, una stima degli effetti biologici di più inquinanti su organismi
reattivi, a diverse scale territoriali;
b) individuazione rapida di aree con potenziale superamento dei limiti-soglia per
alcuni importanti inquinanti primari (SO2, NOx, ozono, metalli in traccia, etc.);
c) valutazione dell’efficacia di misure per la riduzione delle emissioni di inquinanti
su lunghi periodi;
d) individuazione di potenziali aree a rischio per la localizzazione ottimale degli
strumenti di misura dell'inquinamento;
e) individuazione di patterns di trasporto a lunga distanza e deposizione di
inquinanti, e verifica dell’affidabilità di modelli diffusionali, a diverse scale
territoriali.
Vantaggi e limiti di ogni tecnica vanno valutati di volta in volta rispetto agli
obiettivi ed alla scale territoriali. Una volta chiariti i limiti, molte metodiche si
rivelano di grande efficacia e predittività, comprovate da una ricchissima letteratura
a livello internazionale.
3. VARIABILITÀ DEI DATI
L’alta variabilità dei fenomeni biologici è la causa principale delle difficoltà
incontrate in Ecologia nel formulare previsioni affidabili. Il trattamento matematico
della complessità non sempre consente stretti limiti di confidenza nella formulazione
di modelli predittivi. Il trattamento matematico dell’incertezza è un punto
Il biomonitoraggio della “qualità dell’aria” tramite licheni
95
fondamentale nelle scienze ambientali, e - contrariamente a quanto avviene
correntemente - l’incertezza, ovunque presente, dovrebbe venire resa esplicita ed
incorporata nei modelli finali. La qualità dei dati, fondamentale negli studi di
biomonitoraggio, varia in dipendenza di:
a) variabilità del fenomeno, dovuta principalmente all’interazione di numerosi
fattori a livello di organismo e/o di ecosistema. Secondo Bargagli (1999) la mancanza
di rigorosi protocolli di campionamento può indurre ad errori anche del 1000%;
b) errore di misura; l’errore strumentale (p.es. nelle tecniche di bioaccumulo) è in
genere trascurabile rispetto a quello dovuto all’influenza degli operatori (p.es. in molti
studi di bioindicazione); l’ intercalibrazione tra operatori è fondamentale in molte
tecniche, soprattutto di bioindicazione, che prevedono la determinazione in campo di
numerose specie; l’errore di misura è inversamente proporzionale al numero di fattori
considerati nello stabilire i protocolli di campionamento.
c) densità di campionamento, con influenza diversa sulla qualità del dato a seconda
della variabilità del fenomeno e delle caratteristiche dell’area di studio.
Uno dei principali criteri per accettare o meno l’utilizzo generalizzato di una data
tecnica è l’esistenza di studi di base sulla variabilità dei dati, e sui principali fattori
che la influenzano. Paradossalmente, non solo in Italia, studi del genere sono
piuttosto rari, il che comporta problemi nell’interpretazione dei risultati. In alcuni
casi, però, importanti studi di base hanno proposto protocolli di campionamento tali
da ridurre notevolmente la variabilità dei dati (v. Nimis & al. 2001). In altri casi si
preferisce ridurre l’effetto di fattori ecologici diversi dall’inquinamento utilizzando
organismi coltivati in condizioni standard, come nel caso del tabacco per il
monitoraggio dell’ozono, o quello delle colture di Lolium per studi di bioaccumulo. In
ogni caso, sarebbe utopico attendersi dati biologici con una variabilità comparabile
agli errori strumentali delle misure chimiche e fisiche. L’alta densità di
campionamento può però compensare ampiamente l’alta variabilità dei dati. Nelle reti
di rilevamento strumentale la precisione della singola misura viene troppo spesso
mistificata per una precisa stima del fenomeno.
4. STRATEGIE DI CAMPIONAMENTO
Le indagini di biomonitoraggio hanno diversi obiettivi, e quindi diverse scale
territoriali: sono possibili studi su ampia scala, studi di gradiente a distanze crescenti
da una presunta fonte emittente, studi before-after. Obiettivi, scale territoriali e
strategie di campionamento sono interrelati, e non ha senso specificare rigidamente
un’unica strategia valida per tutti i casi. Per un adeguato trattamento statistico dei
dati, per facilitare il confronto tra studi diversi, e per ridurre la soggettività
dell’operatore, è consigliabile - ove possibile - un campionamento sistematico, basato
su una suddivisione del territorio in Unità Geografiche Operazionali (OGUs), meglio
se già utilizzate a scala nazionale e/o internazionale. Una troppo rigida applicazione
di questi standards, sviluppati in discipline meno complesse della biologia ambientale,
rischia però di tradursi in errori ben maggiori di quelli dovuti alla soggettività
dell’operatore. Un esempio: Nimis (1999a), dopo aver introdotto un criterio
apparentemente automatico nella selezione degli alberi da sottoporre a rilevamento
della biodiversità lichenica, consigliava di “selezionare gli alberi con il maggior
numero di specie di licheni con maggiore copertura”, introducendo un elemento di
soggettività nella scelta dell’albero. Le evidenti differenze nella copertura lichenica
tra alberi contigui dello stesso viale sono ben note a qualsiasi operatore: su alcuni
alberi particolarmente poveri di licheni si notano spesso delle puntine più o meno
96
Pierluigi Nimis
arrugginite: sono quelli su cui più spesso vengono affissi dei manifesti. In casi del
genere, tutt’altro che rari, il buon senso consiglierebbe di lasciare all’operatore un sia
pur minimo grado di soggettività. Ciò però rischia di inficiare gravemente la validità
statistica del metodo. Problemi del genere vanno risolti attraverso adeguati corsi di
formazione, corredati da tests di intercalibrazione tra operatori diversi.
Per obiettivi o per situazioni territoriali particolari non vanno esclusi altri tipi di
campionamento (lungo transetti per studi di gradiente, campionamento preferenziale,
etc.). In particolare, un campionamento preferenziale – spesso ingiustamente
discriminato - può risultare adeguato:
a) quando l’obiettivo si limita alla descrizione della situazione in un singolo punto,
b) quando l'obiettivo richiede un'alta densità di campionamento in un’area con
generale scarsità di biomonitors autoctoni (il che necessita un accurata ed esaustiva
esplorazione del territorio);
c) quando l’obiettivo è la comparazione di una serie di siti a rischio
precedentemente individuati sulla base di altre informazioni;
d) quando l’obiettivo è il ri-campionamento di un’area originariamente campionata
in modo preferenziale, per evidenziare eventuali variazioni temporali.
In questi casi, tuttavia, l'analisi statistica dei dati, ed il confronto con quelli di altri
studi, possono divenire problematici.
Non esiste un metodo per stimare una densità di campionamento ottimale, valida
per tutte le aree e per tutti gli obiettivi. Per stabilire la densità di campionamento
vanno considerati questi fattori principali:
a) risorse disponibili (massimo numero possibile di punti-stazione),
b) caratteristiche geomorfologico-orografiche e climatiche dell’area di studio,
c) disponibilità e distribuzione spaziale di biomonitors autoctoni,
d) informazioni sulle principali fonti di emissione, e sui tassi di dispersione degli
specifici inquinanti nell’ambiente.
La densità dei punti-misura può variare nell’ambito della stessa area, e una
densità maggiore può essere opportuna in aree geomorfologicamente corrugate, o in
parti del territorio con la maggior variazione geografica dei dati. In questi casi si
consiglia:
a) un campionamento sistematico in una prima fase,
b) l’elaborazione dei dati relativi a questo campionamento,
c) un ulteriore campionamento su scala più ridotta, nelle aree con la maggiore
variazione geografica dei dati.
Gli studi di biomonitoraggio permettono densità di campionamento molto maggiori
che le reti di rilevamento strumentale. In molti studi di bioindicazione con organismi
sensibili a sostanze che hanno ampi pattern di diffusione atmosferica, una densità
relativamente bassa può essere accettabile. In studi di bioaccumulo, invece, vanno
considerati i possibili tassi di dispersione di specifici metalli a partire da presumibili
fonti inquinanti. I pattern di diffusione e trasporto in atmosfera della maggior parte
dei metalli di origine antropica dipendono dalle dimensioni del particellato e
dall’altezza dal suolo delle fonti, e spesso si esauriscono su aree ristrette: una scarsa
densità di punti di misura può facilmente rivelarsi inadeguata. Ciò riguarda anche gli
algoritmi per la formulazione di modelli spaziali. In Italia, a partire dal primo
esempio da parte di Nimis et al. (1989), è frequente l’utilizzo di programmi di
cartografia computerizzata basati su tecniche di Kriging. Questi sono consigliabili solo
quando giustificato dalla densità spaziale delle stazioni, dalla morfologia del
territorio, e dalle ipotesi sui tassi di dispersione dei metalli dalle presunte fonti. In
vaste aree geomorfologicalmente corrugate e con bassa intensità di campionamento
Il biomonitoraggio della “qualità dell’aria” tramite licheni
97
l'uso acritico di tali programmi può portare a modelli inaffidabili, soprattutto se i
metalli sono emessi in forma di particellato grossolano, con ambiti di ricaduta
ristretti. In casi del genere è consigliabile una stima dell’alterazione ambientale
limitata ad ogni singolo punto-stazione, o quadrante.
5. SCALE DI INTERPRETAZIONE
Una volta stabiliti protocolli di campionamento tali da ridurre al minimo la
variabilità dei dati, strategie di campionamento adeguate all’obiettivo e alla scala
territoriale, e metodi di elaborazione e presentazione adatti alla struttura dei dati,
rimane il fondamentale problema dell’interpretazione dei dati in termini di alterazioni
ambientali. Per esprimere la deviazione da condizioni “normali” è indispensabile che
queste vengano quantificate,e per questo si hanno tre strategie principali:
a) confronto con condizioni controllate; possibile per alcuni bioindicatori alloctoni,
ad es. con esperimenti di fumigazione che quantifichino la relazione tra
concentrazioni di inquinanti e reazioni degli organismi (es: tabacco per il monitoraggio
delle concentrazioni di ozono);
b) confronto con dati di inquinamento, o con stime derivanti da modelli di
diffusione. Questo approccio, il migliore per tutti i biomonitors autoctoni, è stato
seguito in molti casi (ad es. per la bioindicazione tramite licheni). I dati strumentali,
però, sono spesso scarsi o assenti, il che rende problematico qualsiasi confronto
statistico. In Italia, sul piano geografico, i dati biologici sono oggi di gran lunga più
numerosi di quelli strumentali.
c) confronto “interno” all’universo di dati biologici. Quest’ultima strategia, spesso la
solo possibile per biomonitors autoctoni causa la carenza di dati strumentali (tipico il
caso di quelli relativi ai metalli), richiede un commento a parte.
Vi sono, soprattutto per i bioaccumulatori, almeno tre approcci basati su confronti
“interni” per stimare la magnitudo delle alterazioni ambientali in termini di
deviazioni dalla norma:
1) Comparazione con i valori di background. Questi possono essere calcolati in
diverso modo, ad esempio come media dei valori minimi in aree più vaste di qualla di
studio. La magnitudo dell’alterazione ambientale è espressa come rapporto tra il
valore di una data stazione e quello di background. I valori di background, però,
dipendono da fattori locali indipendenti dall’inquinamento, quali la costituzione litopedologica del territorio. In aree con emissioni naturali di mercurio (come in certe
parti della Toscana) i backgrounds locali sono molto più alti che altrove. Il confronto
tra i massimi in Italia e quelli locali può ridurre il rischio di sovra- o sottostimare
l’alterazione di origine antropica.
2) Comparazione con il minimo nell’area di studio. In questo caso il livello di
alterazione ambientale è espresso come rapporto tra il dato di una stazione ed il
minimo locale, con il vantaggio che molti fattori di disturbo locali (p. es. la litologia)
risultano più omogenei, lo svantaggio di non evidenziare fenomeni di alterazione
diffusi su tutta l'area. In assenza di valori di background affidabili e/o di misure
strumentali, è comunque consigliabile situare alcune stazioni, anche al di fuori
dell’area di studio, in ambienti non interessati al tipo di inquinamento i cui effetti si
intendono monitorare.
3) Il terzo approccio è possibile solo con un numero di misure tale da permettere
analisi statistiche per individuare nella maniera più corretta i valori di background, e
definire le classi di alterazione ambientale. Un esempio sono le scale relative alle
concentrazioni di metalli nei licheni proposte da Nimis & Bargagli (1999), basate su
98
Pierluigi Nimis
centinaia di misure su tutto il territorio nazionale, nelle più diverse condizioni
naturali e di disturbo antropico.
Dal momento che i dati biologici variano in dipendenza di numerosi fattori, in
primo luogo geolitologici (in molti studi di bioaccumulo), e bioclimatici (in molti studi
di bioindicazione), quasiasi scala per interpretare i dati in termini di alterazioni
ambientali è valida solo nelle condizioni in cui essa è stata elaborata. Ciò rende
utopica l’adozione scala unica per tutto il territorio nazionale: scale diverse vanno
elaborate per situazioni diverse.
Il dato biologico va quindi ben distinto dalla sua interpretazione in termini di
alterazioni ambientali: le ricerche non dovrebbero limitarsi all’uso acritico di tecniche
e scale considerate ormai “standard”, ma dovrebbero concentrarsi sull’affinamento di
scale interpretative in diverse situazioni ambientali e per diversi tipi di alterazione
antropogena. Un ruolo fondamentale - supportato finanziariamente dallo Stato potrebbe venir giocato da Università ed altri centri di ricerca di base, che oggi si
vedono sin troppo spesso costretti alla pura e semplice applicazione di tecniche
routinarie a fini di autofinanziamento. La definizione del biomonitoraggio come stima
delle deviazioni da condizioni “normali” richiede un maggiore sforzo di indagine in
ecosistemi non disturbati, per quantificare livelli di “naturalità” in situazioni
ambientali diverse. In Italia settentrionale, ad esempio, le misure di biodiversità delle
comunità licheniche epifite sono state correlate con successo sia con livelli di
inquinamento da anidride solforosa, che con stime del rischio-salute per certe
patologie (Cislaghi & Nimis 1997). Per l’Italia Mediterranea, ove l’aridità estiva è un
fattore limitante per molte specie, va elaborata una scala diversa. Problemi simili
riguardano l’utilizzo del tabacco come indicatore di ozono in diverse fasce altitudinali,
o i bioaccumulatori di metalli in aree geolitologicamente diverse.
In assenza di scale di interpretazione, molte tecniche di bioaccumulo si limitano ad
evidenziare pattern geografici nelle concentrazioni di un dato metallo. Attraverso le
scale di interpretazione si può invece stimare la magnitudo di eventuali deviazioni da
situazioni normali. Entrambe le informazioni sono interessanti: la prima per
evidenziare fenomeni diffusionali, la seconda per una valutazione in termini di qualità
ambientale.
6. INDICI DI NATURALITÀ E DI ALTERAZIONE
Un monitoraggio della “qualità dell’aria” esteso a tutto il territorio nazionale, e
con una sola tecnica, sarebbe privo di senso, principalmente per il fatto che il termine
“qualità dell’aria” non è definibile operazionalmente. Se con tale termine si intende
una stima degli effetti sinergici di più inquinanti su sistemi biologici, allora la tecnica
che più si avvicina allo scopo è forse quella di bioindicazione tramite licheni. Questi
organismi sono sensibili ad alcuni inquinanti primari gassosi fitotossici comunemente
emessi da processi di combustione. I pattern geografici della biodiversità lichenica
corrispondono spesso a patterns di trasporto e deposizione atmosferica di SO2 e NOx,
analoghi a quelli di altre sostanze gassose emesse dalle stesse fonti, e potenzialmente
dannose alla salute umana, anche se non necessariamente ai licheni. L’esempio della
Regione Veneto (Cislaghi et al. 1996, Cislaghi & Nimis 1997) è emblematico: la
biodiversità lichenica è inversamente correlata all’incidenza del carcinoma polmonare
nei maschi giovani nativi: i due bioindicatori (licheni e uomo) probabilmente
reagiscono ad inquinanti diversi, ma con gli stessi pattern di trasporto e deposizione
sul territorio. Tuttavia, i pattern individuati dalla biodiversità lichenica possono non
coincidere con quelli di altri inquinanti verso cui questi organismi sono meno sensibili,
Il biomonitoraggio della “qualità dell’aria” tramite licheni
99
come molti metalli in traccia. Ancora una volta il termine “qualità dell’aria” mostra la
sua ambiguità terminologica, dovuta ad una definizione di tipo tautologico. L’uso
congiunto di più indicatori risponde meglio alla concezione intuitiva del termine, in
quanto permette di stimare gli effetti dell’inquinamento su organismi diversi, sensibili
a inquinanti diversi. Come pervenire ad una rappresentazione sintetica? E’ possibile
raggruppare i diversi indici in un indice unico, espressione di un parametro che si
avvicini all’accezione intuitiva del termine “qualità dell’aria”? Procedure del genere
sono correntemente impiegate in molti studi di impatto ambientale: diversi indici
vengono riassunti in un unico valore, quasi sempre una media più o meno ponderata
di quelli assunti dai singoli indici. Nel caso del biomonitoraggio, tuttavia, ciò non è
consigliabile: lo stesso valore di “qualità” potrebbe risultare dalla media di situazioni
diverse, nascondendo l’emergenza di singoli fenomeni di deviazione dalla norma,
potenzialmente indicativi di fenomeni di inquinamento. A mio parere, l’ambiguo
termine “qualità dell’aria” dovrebbe essere definitivamente abbandonato dai biologi,
a favore di espressioni concettualmente più chiare ed operazionalmente meglio
definibili.
Un approccio alternativo, applicabile soltanto con tecniche corredate da scale di
interpretazione che individuino un “punto zero”, corrispondente al condizioni
“normali” per il fattore ed il biomonitor considerato, è stato proposto da Nimis (1999),
e basato su due indici sintetici per la valutazione congiunta di più tecniche di
biomonitoraggio (o - come nel caso del bioaccumulo - di dati relativi a più parametri
ambientali). Essi riflettono, rispettivamente, il grado di naturalità e di alterazione
ambientale ( v. Nimis et al. 1999).
7. VERSO DELLE LINEE-GUIDA NAZIONALI ED INTERNAZIONALI
L’esistenza di scale di interpretazione affidabili è una conditio sine qua non per
l’adozione di una data tecnica su vasta scala, potenzialmente estendibile al territorio
nazionale.
L’applicazione di una tecnica su larga scala necessita la definizione di procedure di
qualità, comprendenti:
a) manuali operativi standard, con procedure chiare, disegni ed esempi,
b) definizione di obiettivi di qualità di misurazione e limiti di qualità dei dati, per
definire il tasso di accettabilità o meno dei dati, stabilire fattori di correzione o
ponderazione,
c) training ed intercalibrazione, con istruzione comune ed esercizi paralleli di
classificazione delle specie e di campionamento,
d) controlli in parallelo, in cui un rilevatore indipendente opera parallelamente al
rilevatore ufficiale per valutare la riproducibilità dei dati,
e) audit in corrispondenza delle valutazioni parallele,
f) analisi statistica delle risultanze, per documentare formalmente il livello
qualitativo del lavoro.
Inoltre, per le metodologie di acquisizione ed archiviazione dei dati,
l’identificazione ed il referenziamento geografico dei siti, sarebbe opportuno stabilire
un sistema coerente di codifica, trasmissione dati, verifica della completezza delle
osservazioni e delle basi di dati.
Le linee-guida, e soprattutto le indispensabili scale di interpretazione, dovrebbero
essere periodicamente riviste ed aggiornate seguendo gli sviluppi della ricerca di base
e l’accumularsi di nuovi dati relativi al territorio nazionale. Studi di base sulla
variabilità dei dati possono migliorare le strategie di campionamento, e nuovi dati
100
Pierluigi Nimis
possono portare alla modifica delle scale, o all’elaborazione di scale diverse, per
diverse parti d’Italia. Infine, le linee-guida nazionali dovranno quanto prima
integrarsi a livello europeo, confrontandosi criticamente con analoghe esperienze
svolte in altri Paesi (v. Asta & al. 2001, Bargagli & Nimis 2001). Tutte queste attività,
che rientrano nelle competenze dell’ Agenzia Nazionale Per l’Ambiente (A.N.P.A.),
sono indispensabili per assicurare uno sviluppo serio, integrato e duraturo delle
tecniche di biomonitoraggio in Italia.
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Il biomonitoraggio della “qualità dell’aria” tramite licheni
101
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102
Pierluigi Nimis
Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001:103-120
TECHNIQUES OF OZONE MONITORING IN A MOUNTAIN
FOREST REGION: PASSIVE AND CONTINUOUS
SAMPLING, VERTICAL AND CANOPY PROFILES
Giacomo GEROSA1 and Antonio BALLARIN-DENTI2
University of Milan, Dept. of Plant Production, Milano, Italy
Catholic University of Brescia, Dept. of Mathematics and Physics, Brescia, Italy
1
2
ABSTRACT
Ozone is the most harmful air pollutant for plant ecosystems in the Mediterranean and Alpine area due to its
biological and economical damages on crops and forests. In order to evaluate the relation between ozone exposure and
vegetation injury under on-field conditions, suitable ozone monitoring techniques have been investigated. In the
framework of a 5-year research project aimed at ozone risk assessment on forests, both continuous analysers and
passive samplers have been employed during the summer season (1994-1998) in different sites of a wide mountain
region (80 × 40 km2 ) on the southern slope of European Alps.
Continuous analysers allowed the recording of ozone hourly concentration means necessary both to calculate specific
exposure indexes (as AOT, SUM, W126) and to record daily time-courses. Passive samplers, even though supplied only
weekly mean concentration values, made it possible to estimate the altitude concentration gradient useful to correct
the altitude dependence of ozone concentrations to be inserted into exposure indexes. In-canopy ozone profiles were
also determined by placing passive sampler at different heights inside the forest canopy. Vertical ozone soundings by
mean of tethered balloons (kytoons) allowed to measure the vertical concentration gradient above forest canopy. They
also revealed ozone reservoirs aloft and were useful to explain the ozone advection dynamic in mountain slopes where
ground measurement proved not to be adequate.
An inter-comparison between passive (PASSAM, CH) and continuous measurements highlighted the necessity to
accurately standardize all the exposure operations, particularly the pre and post exposure conservation at cold
temperature to avoid dye (DPE) activity. Advantages and disadvantages from each mentioned technique are
discussed.
Keywords
Ozone, Alps, forests, passive samplers, continuous analyzers, vertical gradients, canopy profiles
Domains
The systems: Atmospheric system, ecosystems&communities, environmental sciences
The processes: environmental toxicology
SPECIFIC PROCESSES: ENVIRONMENTAL TECHNOLOGY, ENVIRONMENTAL POLICY, ECOSYSTEM MANAGEMENT
The methodological approach: environmental monitoring, environmental modelling
Specific databases: information management
104
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
SYNOPSIS
Continuous analysers and passive samplers have been used in an extensive ozone
monitoring campaign during five consecutive summer seasons in a forest region on
the southern European Alps. Passive sampling allowed the determination of ozone
concentration gradients along mountain slopes and vertical profiles inside forest
canopies. Above-canopy profiles were determined by tethered balloons. An intercomparison between continuous analysers and passive samplers in ozone monitoring
under different experimental conditions highlighted advantages and disadvantages
for each mentioned technique.
1. INTRODUCTION
Tropospheric ozone has been representing one of the major stress factors for forest
ecosystems in both Northern America and Europe [1][2] due to its harmful phytotoxic
effects. In mountain areas, where most forests are located, ozone monitoring is often
critical, due to logistic factors and the spatial density of sampling required by the
morphological complexity of the territory [3][4]. In these cases, the use of passive
samplers represents a valid option alternative to continuous analysers which are
more expensive and demanding in terms of power supply, temperature control,
maintenance, calibration and costs [5][6].
In order to evaluate the relation between ozone exposure and vegetation injuries
under on-field conditions, suitable ozone monitoring techniques have been
investigated. In the framework of a 5-year research project aimed to the ozone risk
assessment on forests both continuous analysers and passive samplers have been
employed during the summer season (1994-1998) in different sites of a wide alpine
valley (Valtellina) located on the southern side of European Alps (Italy) interested by
different levels of forest decline.
Wet and dry depositions, nitrogen and sulphur critical loads, soil and leaves
nutrient availability and soil toxic xenobiotics had been extensively analysed during
previous investigations and have been ruled out as possible causes of the different
biological injuries observed [7][8]. Therefore, attention was paid to gaseous air
pollution and in particular to photo-oxidant compounds whose symptoms had been
noticed by a previous investigation of plant pathology carried out on conifer needles
[9].
This paper presents the use of ozone passive samplers in mountain forest sites and
discusses both advantages and disadvantages of this technique in our investigations.
2. EXPERIMENTAL METHODS & PROCEDURES
2.1 SITES AND OZONE SAMPLING
The investigated area belongs to the Valtellina territory, a valley east-west
oriented located on the southern side of Alps in northern Italy covering a territorial
domain of about 80x40 km2. Specifically, two forest sites suffering from different
forest decline have been studied form 1994 to 1998 [7]: Val Gerola (1500 m asl) and
Val Masino (1200 m asl). During 1998 two other sites (named Campelli and Ligari)
located at 1300 m and 800 m asl respectively have been added to the investigation.
Techniques of ozone monitoring in a mountain forest region: passive and continuous sampling, vertical and canopy profiles
Figure 1:
105
Region and investigation sites location [x and y show UTM coordinates
(Km)]
Val Gerola and Val Masino are lateral valleys of the main valley, both oriented
North-South, while Ligari and Campelli are two sites located respectively on the
northern and southern sides of the main valley (Valtellina). Both Valtellina and Val
Masino have a glacial morphology, while Val Gerola has fluvial morphology. In Val
Gerola, Val Masino and Campelli, sites are North-East oriented, while in Ligari, the
site is South-East oriented.
All these forests sites present similar composition: Picea abies mostly, bordered
southward by Fagus sylvatica and northward by Larix decidua.
The whole geographic domain forms a highly valued area from a ecological,
naturalistic, and tourist point of view placed at about 90 km north of the intensively
industrialized and densely populated region of Milan and is involved in II level
permanent investigations (UN/ECE ICP-Forest project) on forest stress and novel
decline [10].
The investigated area, due to its high morphological complexity and remote
location, does not have a proper number of air quality stable monitoring stations
equipped with continuous analysers, nor it is suitable to host mobile labs due to the
impediments imposed by the difficult access to electric supply in forest environments.
The few permanent stations of the Regional Air Quality Network are located
exclusively in the valley bottom (300 m asl) and are scarcely useful to evaluate ozone
exposures of mountain forests sited on slopes or in side valleys. In order to investigate
the ecological role played by ozone as the main forest stressor in this area, the choice
of using passive samplers has somehow been forced due to logistic reasons.
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
106
Ozone passive samplers have been used in 2 of the 4 sites (Val Masino, Val Gerola)
over a 5-year monitoring campaign mostly to assess the long term mean exposure of
forest sites to tropospheric ozone during the summer seasons, between the end of May
and the end of September (16 weeks from 1994 to 1997, 20 weeks in 1998).
Since biological injury symptoms are often more pronounced on the upper section of
the tree crown [11][12], the vertical ozone concentration gradient inside the forest
canopy has been also monitored during the years 1995-97.
To this end, two individuals of Picea abies have been selected, one in Val Gerola and
the other in Val Masino, and three ozone passive samplers have been located, by
means of a pulley, within the canopy at different heights from the ground: 2, 15 and
25 m respectively, the last position being close to the tree top. Measurements have
been performed on a weekly basis for the whole summer seasons.
In the 1994-1996 summers, passive samplers have been used also to assess the
altitude concentration gradients along the Val Gerola valley slope, which had resulted
the most ozone polluted. This has been achieved placing passive samplers at different
heights along the slope, at 250, 900, 1300, 1500 and 1700 m asl respectively.
Two mobile laboratories equipped with continuous analyzers had been employed
(one for each site) for a comparative assessment of the efficiency of passive samplers,
made up by placing the passive samplers close to the air inlet of the automatic
analyzers.
From 1994 to 1998 they were located in Val Masino and Val Gerola simultaneously
from June to July. In 1998 they were also moved to the other two sites to make
measurements from August to September.
In order to investigate the origin of ozone in the area and to detect possible
accumulation structures aloft, vertical soundings have been performed by
thethersonde balloons (kytoons). Ozone vertical profiles have been related to incanopy gradients recorded inside the forest by means of passive samplers.
2.2 PASSIVE SAMPLERS
The passive samplers used are produced by PASSAM ag (CH-8708 Männedorf,
Switzerland) [12].
Figure 2: Ozone passive samplers (Passam ag, Männendorf, CH)
Techniques of ozone monitoring in a mountain forest region: passive and continuous sampling, vertical and canopy profiles
107
Figure 3: Diffusion tubes: a) design and b) physics
They are constituted by polypropylene diffusion tubes 5 cm long and 1 cm wide, on
whose bottom a glass fiber filter is placed, imbibed of DPE [1,2-di(4-pyridyl)-ethylene]
solution in acetic acid which is selectively sensitive to ozone. In fact, ozone reacts with
DPE and forms an instable ozonure which decomposes and turns into aldehyde. The
total amount of aldehyde in the filter is assayed spectrophotometrically by means of
MBTH [3-methyl-2-benzothiazolinone hydrazone] at 442 nm wavelength and then
related to the absorbed ozone amount.
Figure 4: Diffusion tubes: chemistry. 1-3: exposure; 3-5: analysis
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
108
Ozone diffuses up to the absorbing mean according to its concentration gradient
along the x direction
(1)
w where Φ is the ozone flux [mol cm-2 s-1]
D is the ozone diffusion coefficient [cm2 s-1]
C is the ambient ozone concentration [µg m-3]
x is the diffusion path
The driving force is the concentration gradient between the surrounding air and
the absorbing surface, where the ozone concentration is zero (C0 = 0) .
The integration of (1) along the diffusion layer leads to
(2)
remembering that
(3)
where v is the transfer speed of ozone mass m which diffuses through a
surface S perpendicular to the speed vector, by integrating on the whole surface we
have:
(4)
Replacing equation (4) into (2), assuming that C0 = 0 and rearranging, we obtain
(5)
which can be used in the calculation of the ambient concentration after an exposure
of t seconds.
The
term has the dimension of a flux and is called virtual flux or simply
sampling rate [cc/s or ml/min].
Techniques of ozone monitoring in a mountain forest region: passive and continuous sampling, vertical and canopy profiles
109
Table 1: Technical features of PASSAM passive samplers (source: PASSAM ag. - modified)
Since literature does not provide a reliable diffusion coefficient for ozone and since
the DPE decomposition is not always stoichiometric, the determination of the
sampling rate has been achieved by Monn & Hangartner [5] through comparison with
standard UV-photometric continuous analyzers in a high number of tests in different
sites and conditions [13][14]. The selected calibration function is displayed in Table 1
together with the main features of the used dosimeters.
In order to limit the effects of meteorology (rain and strong wind) and of light on the
DPE, dosimeters have been placed inside a special shelter equipped with openings
which allow air exchange. Dosimeters are placed vertically in the shelter with the
opening downward; the stopper is removed at the beginning of sampling. The little
tubes were plugged at the end of sampling, stored into a insulated ice-packed bag, and
kept in laboratory into a refrigerator (at 4°C).
Within 2 months after collection, samples were delivered to be analyzed by Passam
laboratories by means of a fast courier (less than 24 hours) inside an insulated box.
In order to obtain statistically reliable measurements and to prevent data loss due to
accidental intrusion of debris or insects, three dosimeters were used at a time for each
shelter.
Dosimeters were placed in open air and hanged on lower branches of isolated trees 2
meters from the ground and at least 1.5 m from the trunk in order to avoid possible
interferences with biogenic compounds emitted by trees.
The chosen exposure time for each measurement has been one week, which allowed
the proper assessment of concentrations depending on the seasonal trend and on local
meteo-climatic situations.
Dosimeters were kept at +4°C sheltered from light both before and after use and were
submitted to chemical analysis within 2 months from collection.
2.3 CONTINUOUS ANALYZERS
The Two mobile laboratories for air quality analysis were equipped with
continuous ozone analyzers (Dasibi 1108-RS, Glandale, CA, USA and Monitor Labs
ML8810) besides analyzers for standard air pollutants (nitrogen oxides, sulfur
dioxide, carbon oxide, non methane hydrocarbon compounds and particulate matter)
as well as usual meteorological sensors (air temperature, pressure, humidity, wind
direction and speed, solar radiation and precipitation). The instrument calibration
has been performed before and after the campaign by the technicians of the regional
reference Q&C laboratory (Environmental Regional Protection Agency of Lombardy).
Continuous analyzers allowed to record ozone hourly concentration means
necessary to calculate both exposure indexes such as AOT, SUM, W126
[15][16][17][18][19][20] and to record daily time-courses.
110
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
2.4 TETHERSONDE BALLOONS
Ozone undergoes depletion in the lower air layers close to the ground, while it can
accumulate agglomerates at high concentration just above the canopy and in higher
air layers [21][22][23]. Both passive samplers and continuous analyzers do not allow
the detection of these accumulation structures because they measure ozone
concentrations at ground level. During the summer of 1998, a Tethersonde
Meteorological Tower produced by AIR inc. (CO, USA) has been used to perform
vertical air samplings of ozone concentration up to 2000 m asl in Val Gerola, Val
Masino and in a third location in the Valtellina valley bottom near the two valleys
outlets. The system is composed by a 7.5 m3 buoy balloon filled up with helium and
kept by a nylon rope about 2,000 m long which allows its recovery as well as
ascending speed control. Under the balloon, several meteorological and chemical
sensors are placed. The ozone analyzer (TS-4A-OZ ) is made up of a potassium iodide
electrolytic cell able to detect ozone concentration with a +/-4 ppb accuracy coupled
with a transducer and with a remote transmitter of the signal to ground.
3. RESULTS & DISCUSSION
While other phytotoxic pollutants like SO2 or NOx exhibited extremely low
concentrations (2-5 and 3 ppb respectively on average) [4] [7] [8] [36] [37], ozone
showed mean seasonal concentrations of 42 and 71 ppb during the 5 year campaign
respectively in Val Masino and Val Gerola. In the latter, the most damaged area,
ozone hourly peaks reached a maximum value of 160 ppb in some days during 1996,
while in Val Masino, in the same year, they reached 110 ppb.
In the 5 year period of investigation no clear trends of O3 mean level are deducted
(figure 5). However the two main sites show constant and significant concentration
differences all over the period.
Ozone daily time-course (figure 6), characterized by a peak during central day hours
when solar radiation and temperature reach their maximum, indicates its
photochemical origin.
Figure 5: Ozone seasonal mean concentrations during the 5 year campaign in the 4
sites.
Techniques of ozone monitoring in a mountain forest region: passive and continuous sampling, vertical and canopy profiles
111
Figure 6: Ozone mean daily time-course in sites at different altitudes (Summer 1996)
However, in Val Gerola several peak episodes during night hours have been
detected thus suggesting the presence of ozone transport phenomena from the outside
of the valley basin [24]. High ozone concentrations during night hours in Val Gerola
outline a scarce scavenging of this pollutant due to the absence of significant emission
sources in the area.
3.1 OZONE EXPOSURE INDEXES DETERMINED BY PASSIVE SAMPLERS
The seasonal time-courses of ozone concentrations in the two main sampling areas
are similar even though different in absolute value: in fact, highest values can be
recorded in Val Gerola, about 70% higher than those of Val Masino.
Figure 7: Ozone seasonal time-course in two different sites (Summer 1996)
112
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
The figure 7 shows also the 40 ppb concentration threshold useful in the
calculation of the AOT40 used in the ICP protocols for the determination of vegetation
exposures to ozone. In Val Gerola, mean weekly concentrations of this pollutant were
almost always above that threshold, while those of Val Masino have showed values
below it.
Ozone concentration seasonal course shows on average a maximum in July with
lower values at beginning and the and of the season. This behaviour, which closely
follows the temperature summer evolution and the global solar radiation [25], is
affected by shorter fluctuations dependent on seasonal meteorological events such as
the transit of fronts and rains. However, precipitation has only an indirect link with
ozone since it slows the photochemical production on a regional scale, due to the fact
that it is coupled with the decrease of solar radiation and temperature.
The total seasonal exposure, estimated as AOT40 on the basis of measurements
performed on passive samplers, has reached its maximum values in the 1996 season
with 60,000 ppb.h in Val Gerola and 16,000 ppb.h in Val Masino, respectively.
3.2 ALTITUDE GRADIENTS ALONG SLOPES
An ozone concentration gradient
along the slopes has been found as
a function of altitude, in agreement
with other investigations results
[22][26][27][28][29][30][31]. In Val
Gerola this gradient is steeper
than that in Val Masino and,
beyond
a
certain
altitude,
presumably 1000 m asl, ozone
concentrations can be compared.
A close watch to figure 8 reveals
that measurements have two
separated data clusters: those of
lower altitudes (250m and 900m)
show values which can be
compared; those of higher altitudes
(1300 m, 1500 m and 1700 m) show
similar though higher values. The
graph (a) shows that the ozone
altitudinal gradient, which is
almost flat for altitudes lower than
900m, becomes much steeper above
900m; in the graph (b) the gradient
is again lower above 1300m and
this is confirmed also in the 1996
season except for the first three
weeks of July when a most efficient
atmospheric mixing occurred.
These data show the presence of
air
stratification
during the
Figure 8: Ozone concentration dependence on altitude in different sites along the same
slopes. a) Val Gerola 1994; b) Val Gerola 1995; c) Val Gerola & Val Masino 1996
Techniques of ozone monitoring in a mountain forest region: passive and continuous sampling, vertical and canopy profiles
113
summer season, to which different ozone concentrations values are coupled, higher in
higher altitudes and lower at lower altitudes. The altitude where the ozone altitudinal
gradient dramatically varies can be identified around 1000-1200m, which represents
the transition between the mixed layer and a more stable layer.
3.3 IN-CANOPY GRADIENTS
A significant difference in ozone concentrations has been detected inside the
canopy, with increasing concentrations from the ground to the top (figure 9).
Figure 9: Ozone concentration profiles at different heights inside a forest canopy
(average height: 30 m)
Figure 8 shows that in Val Gerola, values recorded at middle height inside the
crown are on average 7% higher than those detected at ground level, while those
recorded at crown top are 17%. Most impressive vertical gradients have been detected
during more stable or more rainy weeks, when the vertical air mixing has been less
intense, showing mean ozone concentrations varying of more than 30% between top
and base of the tree.
The ozone gradients observed inside the canopy are statistically significant
(P≤0.001), as proved by the Paired t-test performed on the measurement series at
three different heights.
The presence of an ozone positive gradient along the canopy can be ascribed to the
ozone differential consumption which occurs along the tree and to the related dry
deposition processes [32]. In the lower portion, within the crown, ozone is more easily
consumed by oxidative reactions due to the presence of high levels of terpenes and
organic compounds with which they react. In the upper portion, foliar density is less
and therefore the dry deposition intensity on surfaces decreases. The increasing of the
crown density, from ground to the top, also limits the ozone vertical diffusion towards
the ground. Finally, the photochemical processes which lead to the net formation of
114
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
ozone occur more easily at the crown top where a higher solar radiation occurs as well
as higher temperatures than at the tree base.
3.4 ABOVE-CANOPY VERTICAL PROFILES
Ozone vertical samplings performed in 1998 by means of buoy balloons have shown
the presence of an ozone positive gradient in the surface layer about 100-200 m thick
responsible for the dry deposition of this pollutant on vegetation (figure 10). This
gradient appeared more evident in the morning and evening hours. In Val Gerola, the
less intense gradient indicates a weak ozone scavenging. In Val Masino, on the
contrary, the scavenging is more intense, as all profiles show a dramatic fall of ozone
concentration in the air layer close to the ground, probably due to the contribution of
NOx from the nearby inhabited area.
Figure 10:
Ozone vertical profiles above forest canopy at different daytimes. a) Val Masino
b) Val Gerola
In any case, these vertical gradients in the atmosphere appear to be much less
steeper than those detected inside the canopy, about 10-15 times more intense.
During the night, in both sites the presence of a richer stationing ozone layer
appears at about 400 m asl. This agrees with the results of other investigations
performed in mountain areas [21]
Techniques of ozone monitoring in a mountain forest region: passive and continuous sampling, vertical and canopy profiles
115
In Val Gerola between 7 and 10 p.m., an unusual increase of ozone concentrations
within 200 m above ground level has been observed. This occurrence has been related
to the descent of an ozone rich air mass along the slope, coming from outside the
valley domain and most likely originating from the plain south of the area [24].
These events represent the cause of frequent ozone concentration peaks detected by
continuous analyzers during night hours in Val Gerola and are responsible of the
increase of the mean ozone daily course in the same hours (fig.5).
The presence of ozone advection from south in this valleys explains the strong
difference among seasonal ozone levels observed.
3.5 PASSIVE SAMPLERS VS CONTINOUS ANALYZERS: A COMPARISON
UNDER ON-FIELD CONDITIONS
All measurements of ozone weekly mean concentrations performed over 5 years by
passive samplers in all sites where mobile laboratories were placed have been
compared to the hourly mean of continuous measurements obtained over the same
period of time.
Ozone measurements performed when the sampling efficiency of continuous
analyzers was lower than 75% have been excluded.
The ozone weekly mean concentrations courses by passive samplers and continuous
analyzers on identical periods of time always show similar evolutions (figure 11).
Figure 11:
Seasonal time-courses of ozone measurements recorded by co-located passive
samplers and continuous analysers (Val Gerola, 1995)
The t-paired test applied to both measurement series over 5 years (p=0.397382)
proves that the H0 hypothesis stating that samples belong to the same population can
not be rejected, i.e. the two measurement series do not differ significantly.
116
Figure 12:
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
Normal probability plots of ozone weekly means obtained by a) continuous
analysers and b) passive samplers
The comparability of the two measurement techniques has been investigated more
closely.
Once the normality of the ozone weekly mean concentrations distribution obtained
by the two measurement techniques has been assessed (n=98, figure 12), necessary to
properly perform any kind of correlation analysis implying the use of the Pearson’s
coefficient, a linear regression between passive and continuous measurements has
been performed (figure 13).
Figure 13: Passive samplers versus continuous analysers: linear regression on all 5-years
data set
The Pearson’s r correlation coefficient on all the comprehensively considered
measurements was 0.78824, though the unexplained variance (1-R2) is 37.86% of the
Techniques of ozone monitoring in a mountain forest region: passive and continuous sampling, vertical and canopy profiles
117
total variance, thus indicating a not perfect matching between the two measurement
techniques. The passive samplers we used tend to overestimate when weekly mean
concentrations are higher than 80 µg/m3 (40 ppb) and underestimate in case of lower
values. The detectable limit which derives from the analysis is 18 µg/m3 (9 ppb) of
ozone weekly mean concentration. This “five-year mean efficiency” of passive
samplers used of course includes years in which the two techniques matched perfectly
(1995) and others when they did less (1994) (figure 14). No significant efficiency
differences have been observed among the different sites.
Figure 14: Passive samplers versus continuous analysers: linear regression of the best (1995,
b) and worst (1994, a) data set
3.6 PASSIVE SAMPLERS VS CONTINOUS ANALYZERS: DISCUSSION
The high air temperature (>30°C), solar light and UV radiation, high wind speed
and biogenic emissions have proved to be the main factors affecting the DPE response
thus interfering on the quality of measurements taken by passive samplers used in
this investigation. The adoption of properly designed shelters reduces the influence of
light and wind speed but does not reduce that of temperature, terpenes and UV.
This factors may explain the poor efficiency of passive samplers in some years.
However, the influence of terpenes and UV which are markedly high in mountain
forest sites at high altitude does not seem significant enough, since the performance of
passive samplers used in the different plain rural sites (ranging from 100 and 250 m
asl) with comparable O3 concentrations [33] has proved to be basically worse: the
Pearson's correlation coefficient between continuous analyzers and passive samplers
was in fact r = 0.67 and the linear regression O3_CONT= 0.32 O3_PASS+14.3
(N=60). This result may lead to the exclusion of possible interference from other
factors not considered here and specifically present in mountain forest environments.
The lack of a stable performance of passive samplers could then be attributed to a
not always rigorous observance of passive dosimeters handling protocols by the
operators, as for the maintenance of dosimeters at low temperature in each phase
before and after exposure, for the rapidity of positioning and delivery to the laboratory
analysis.
Furthermore a stronger evidence of the constancy of both quality and stability of
the used DPE should be achieved.
118
Giacomo Gerosa, Antonio Ballarin-Denti
4 CONCLUSIONS
Passive samplers are essential when extensive measurements of ozone mean
concentrations must be performed and low costs are required in geographical
locations where the use of continuous analyzers is not feasible, as in remote areas.
These measurements may help the understanding of both the spatial and temporal
variability of ozone on an ordinal scale, and also reduce uncertainties in the
assessment of air quality in a given region [34]. In any case, however, the use of mean
values can not explain the dynamics of environmental exposures to ozone (peaks,
daily courses, short term meteoclimatic influences) nor can provide the necessary
descriptors for the modeling of the vegetation response to ozone [35].
The advantages in the use of passive samplers can be summarized as follows: they
do not need power supply, they are small and easy to use and they do not require a
continuous control. However, in order to obtain reliable measurements and to improve
passive samplers performance, it is necessary to carefully standardize procedures of
positioning, pre and post exposure handling, stocking temperature and timing (also
during transport) in order to carry out the chemical analysis as soon as possible.
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per migliorare le conoscenze sull'inquinamento atmosferico. Final EU Project
Report, CE 94.60 IT.00.90
ACKNOWLEDGEMENTS
The authors are grateful to Lombardy Foundation for the Environment for the
financial support, to the Environmental Protection Agencies of Milan and Sondrio for
providing mobile laboratories and Q&C procedures, to CESI Company for the
assistance in the use of buoy balloons.
Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001:121-132
MONITORING THE SWISS FOREST:
BUILDING A RESEARCH PLATFORM
Anne THIMONIER, Maria SCHMITT, Paolo CHERUBINI, Norbert KRÄUCHI
Swiss Federal Institute for Forest, Snow and Landscape Research (WSL)
8903 Birmensdorf - Switzerland
122
Anne Thimonier, Maria Schmitt, Paolo Cherubini, Norbert Kräuchi
1. BACKGROUND
During the late 1970s and the beginning of the 1980s, several cases of forest
decline were reported in several areas of Europe. Air pollution was largely
incriminated originally, which triggered the setting up in 1985 of the International
Co-operative Programme on the Assessment and Monitoring of Air Pollution Effects on
Forests (ICP Forests), under the Convention on Long-range Transboundary Air
Pollution (CLRTAP) of the UN/ECE. ICP Forests provides the Executive Body of
CLRTAP with scientific knowledge of the effects of air pollution and other
environmental factors on forests. The data gathered within the framework of this
programme and other parallel programmes assessing the effects of air pollution on
other receptors (ICP Vegetation, Waters, Materials) contribute to the development of
legally binding protocols on international air pollution abatement policies (ECUN/ECE, 2001). Switzerland is one of the 36 European countries participating in the
ICP Forests programme. To fulfill national and international commitments in the
domain of protection of forests, two programmes were set up in Switzerland. 1) The
forest health inventory (Sanasilva), which assesses tree crown condition every year
over a systematic grid, was implemented for the first time in 1985. 2) The Swiss Longterm Forest Ecosystem Research LWF was established in 1994, with the aim of gaining
a better knowledge of how natural and anthropogenic stresses affect forests in the
long term (Cherubini and Innes, 2000). LWF will also help to develop alternative
indicators of forest health that have greater value than crown defoliation and to
better understand cause-effect relationships in forest ecosystems. Both programmes
are based at the Swiss Federal Institute WSL at Birmensdorf.
2. FOREST HEALTH INVENTORY SANASILVA
The forest health inventory Sanasilva has been carried out in its current form
every year since 1985. Its objective is to monitor the health of the Swiss forest using
crown and tree parameters as indicators of forest condition. Sanasilva fulfills the
requirements of the so-called Level I assessment of ICP Forests, which aims at
monitoring the spatial and temporal variation of forest condition over a systematic
grid (16 x 16 km) throughout Europe. The size of the systematic sample grid in
Switzerland has been changed twice since 1985. From 1985 until 1992 approximately
8,000 trees were assessed on nearly 700 plots over a 4x4 km grid. In 1993, 1994 and
1997 approximately 4,000 trees were assessed over a 8x8 km subgrid. In 1995, 1996,
1998, 2000 and 2001 approximately 1000 trees over a 16x16 km subgrid were
assessed.
In 2000, for the first time since 1995, crown defoliation clearly increased in
Switzerland (Figure 1). Three out of 10 assessed trees exhibited more than 25%
defoliation. Several potential natural and anthropogenic factors could be involved.
Part of the increase can be ascribed to the storm Lothar (December 1999), but the
storms alone cannot be held responsible for the increase in crown defoliation: the
increase in regions not affected by the storms (4.9%) was almost as high as the
increase in affected regions (5.1%). In France and Baden-Württemberg, where Lothar
and Martin also caused considerable damage, crown defoliation did not increase; in
Bavaria and Austria however, which were less affected by the storms, defoliation
increased. The long dry period in spring 2000 or natural tree ageing could also have
contributed to the deterioration of the crown condition (Dobbertin and Brang, 2001).
123
Monitoring the Swiss forest: building a research platform
proportion of trees with > 25% defoliation (%)
50
45
40
35
total defoliation
30
25
20
defoliation due to unknown causes
15
10
5
4 x 4km
8x8
16 x 16
8x8
16 x 16
0
1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000
Figure 1. Evolution of the proportion of trees with a more than 25% defoliation in Switzerland
from 1985 to 2000; the error bar represents the standard error (Dobbertin and Brang, 2001)
The Sanasilva data only allow speculations about the causes of crown decline and
show the need for further investigations involving a more detailed assessment of the
ecosystem components. The multi-disciplinary, long-term studies undertaken within
the framework of the Long-term Forest Ecosystem Research LWF will help in
establishing cause-effect relationships between assessed indicators of the forest
ecosystems and potential natural or anthropogenic stress factors.
3. LONG-TERM FOREST ECOSYSTEM RESEARCH LWF
The Swiss Long-term Forest Ecosystem Research LWF was established in 1994
under the Forest Observations Programme (now called Forest Monitoring in
Switzerland) (Innes, 1995; Cherubini, 1995; Kräuchi, 1996a and 1996b; Kräuchi,
1998;
Cherubini
and
Innes,
2000;
Kräuchi
and
Cherubini,
2000;
http://www.wsl.ch/forest/risks/riskshome-en.ehtml). It is one of four programmes
designed to provide basic information about forest dynamics in Switzerland, primarily
in relation to the sustainable management of the forest resource. It is a joint
programme between the Swiss Federal Institute WSL and the Swiss Agency for the
Environment, Forests and Landscape (SAEFL). LWF is the main Swiss contribution
to what is termed level II assessment of ICP Forests, set up in 1994 to contribute to a
better understanding of the relationships between the condition of forest ecosystems
and anthropogenic and natural stress factors through intensive monitoring on
selected permanent observation plots in Europe. LWF data thus represent an
important addition to international policy-making in relation to pollution control.
4. AIMS
In agreement with the objectives of ICP-Forests, level II, the mission of LWF is to
improve our understanding of how natural and anthropogenic stresses affect forests
in the long term, and assess which risks for humans are involved. LWF focuses on
124
Anne Thimonier, Maria Schmitt, Paolo Cherubini, Norbert Kräuchi
gaining a more profound knowledge of the cause-effect relationships in the forest
ecosystem and the underlying processes. The aims of LWF are:
to assess external anthropogenic and natural stresses (e.g. atmospheric deposition, climate)
to assess changes of relevant forest ecosystem components
to evaluate the influence of external stresses on forest ecosystems
to develop indicators of forest health
to analyse the risks under different stress scenarios
to provide input data for forest ecosytem models
to provide a sound basis for sustainable environmental policies, insofar as forests are concerned
to contribute to the assesment of the effectiveness and impacts of the national air pollution
abatement policies (e.g. reductions in the release of sulphur dioxide over the last twenty years)
5. SITE SELECTION
To achieve these aims, 17 permanent plots have been selected throughout
Switzerland (Figure 2, Table 1) using various criteria (Cherubini and Innes, 2000),
including:
the areas should be homogeneous with respect to their ground conditions and stand
structure (local relief, vegetation)
should belong to a forest community type that is important in Switzerland
should be located in a region sensitive to environmental change
should, if possible, already have been the subject of past or ongoing environmental
studies.
Figure 2. Location of the LWF sites (red dots) and of the Sanasilva 8 x 8 km grid (green dots)
(map: A. Baltensweiler)
6. PLOT DESIGN
Each LWF plot (3 plots excepted) is 2 ha in area. It consists of a core area
surrounded by a buffer zone in which sampling with destructive methods is
125
Monitoring the Swiss forest: building a research platform
performed. In each plot, a 43 m x 43m subplot is dedicated to intensive monitoring of
a number of components.
Table 1. Site characteristics of the 17 LWF plots
mean
altitude
slope
a.s.l. (m) Aspect (%) main tree species
site
species mixture
development stage
silvicultural system
soil type (FAO, 1988)
(Lorenz Walthert, pers.
comm)
woodland association (Ellenberg and Klötzli, 1972)
Bettlachstock
1149 S
66 Fagus sylvatica mixed broad-leavedmiddle-aged timber treeforest reserve
Rendzic Leptosole 13h: Cardamino-Fagetum tilietosum
Neunkirch
582
N
58 Fagus sylvatica broad-leaved
old timber tree
forest reserve
Rendzic Leptosole 13: Cardamino-Fagetum tilietosum
Jussy
501
flat
3 Quercus robur broad-leaved
young timber tree
unmanaged / group selection Eutric Gleysole
Lausanne
807
NE
7 Fagus sylvatica broad-leaved
old timber tree
group-selection
Dystric Cambisole 8: Milio-Fagetum
Othmarsingen
484
S
27 Fagus sylvatica broad-leaved
old timber tree
group-selection
Haplic Acrisole
7: Galio odorati-Fagetum typicum
Vordemwald
480 NW 14 Abies alba
mixed coniferous
old timber tree
group-selection
Dystric Planosole
46: Bazzanio-Abietetum
Alptal
1160 NW 23 Picea abies
coniferous
young timber tree
selection
Mollic Gleysole
49: Equiseto-Abietetum
Beatenberg
1511 SW 33 Picea abies
coniferous
middle-aged timber treeselection
Podzole
57: Sphagno-Piceetum calamagrostietosum villosae
Schänis
733
60 Fagus sylvatica broad-leaved
old timber tree
Eutric Cambisole
13: Cardamino-Fagetum tilietosum
Celerina
1871 NE
34 Pinus cembra coniferous
middle-aged timber treegroup-selection
Podzole
59: Larici-Pinetum cembrae
Lantsch
1474 W
16 Picea abies
coniferous
middle-aged timber tree
[not determined yet] 65: Erico-Pinetum silvestris
National Park
1899 S
11 Pinus mugo
coniferous
polewood
forest reserve
Calcaric Fluvisole
67: Erico-Pinetum montanae
Lens
1063 SE
75 Pinus sylvestris coniferous
young timber tree
unmanaged
Haplic Calcisole
64: Cytiso-Pinetum silvestris
Visp
695
80 Pinus sylvestris coniferous
polewood
unmanaged
Calcaric Phaeozeme38: Arabidi turritae-Quercetum pubescentis
Chironico
1365 N
35 Picea abies
old timber tree
group-selection
Podzole
47: Calamagrostio villosae-Abietetum
Isone
1220 NE
58 Fagus sylvatica broad-leaved
young timber tree
unmanaged
Podzole
4: Luzulo niveae-Fagetum dryopteridetosum
Novaggio
950
68 Quercus cerris broad-leaved
polewood
unmanaged
Podzole
42: Phyteumo betonicifoliae-Quercetumcastanosum
W
N
S
coniferous
group-selection
35: Galio silvatici-Carpinetum
The design is such that sampling of throughfall, litterfall, soil matrix, soil solution
and ground vegetation are tightly networked to allow better detection of correlations
between the status of and temporal changes in these components (Figure 3).
All trees, sampling devices and sampling locations are georeferenced.
N
subplot B (Sanasilva
inventory)
intensive
monitoring plot
litterfall and precipitation collectors
vegetation quadrats
lysimeters (soil solution)
meteorological
station
vegetation
plot
soil sampling (solid phase)
rain collectors ( 16)
snow collectors ( 4)
litterfall collectors ( 10)
tensiometers (soil water potential)
subplot A
(Sanasilva
inventory)
Figure 3. Sampling design of the LWF plot in the Swiss National Park
10 m
126
Anne Thimonier, Maria Schmitt, Paolo Cherubini, Norbert Kräuchi
7. NETWORK MANAGEMENT
The network is managed by the staff of the LWF group based at the WSL. The
group consists of more than 20 scientists and field and laboratory technicians. These
are involved full- or part-time in the LWF programme and belong to various research
sections of the WSL, as LWF tries to synergetically benefit from the competences of
the staff at the WSL institute. Nine plots are fortnightly maintained by local
foresters; in these cases, collected water, plant and soil samples are mailed to the
WSL laboratory. Maintenance conditions are settled in a contract between the WSL
and the local forest service. The annual costs of the external maintenance of the plots
amount to SFr. 5'000 per plot. The remaining plots, the closest to the WSL, are
managed by the LWF staff. LWF runs with an annual budget of ca. SFr. 3'000'000
(including overhead costs).
QUALITY ASSURANCE
The LWF data will be used for comparisons between sites (in Switzerland and in
Europe) and over time, and special attention must be given to the data quality. At
each step of data acquisition, potential errors need to be identified and reduced to an
acceptable level.
8. SAMPLING METHODOLOGY
The sampling methods (statistical design, equipment, etc.) used in the core projects
of LWF were selected on the basis of recommendations of expert groups of the
UN/ECE (ICP Forests manuals, Programme Coordinating Centres, 1994) and
statisticians at the WSL (e.g. Ghosh et al., 1995) as well as careful study of the
literature (e.g. Thimonier, 1998a).
Field assesments and data collection
Possible biases in field assessment of parameters such as crown condition are
reduced thanks to annual training and intercalibrations of the teams before the
inventory is conducted at the national level. Comparability of crown condition
assessments obtained by the different countries participating in ICP Forests is also
checked regularly in international comparison exercises. Recording of the data in the
field directly in the computer noticeably reduces errors in data entry thanks to
internal automatic checks (e.g. vegetation data: Kull & Rösler, 1999). Automatic data
recording on modular data-loggers equipped with a GSM-module for digital data
transfer (e.g. meteorological data) also considerably improves the quality of the data
(Jakob et al., 2000).
9. LABORATORY ANALYSES
The WSL laboratory in charge of the chemical analysis of plant, soil and water
materials regularly participates in international ring tests (e.g. Mosello et al., 1996,
1998; Bartels, 2000) and uses standard and certified materials to calibrate its
analytical equipment. Blank samples or replicate samples are also given regularly by
the LWF projects. The certification of the WSL laboratory is in progress.
All samples are archived, at least until validation of the chemical analyses (water
samples) or for an indefinite period when storage facilities are available (soil and
plant material). The plausibility of the analyses is then evaluated e.g. by checking if
the measured values are within the expected range (detection of outliers) or, in the
Monitoring the Swiss forest: building a research platform
127
case of water samples, by calculating ion balances and comparing measured and
reconstructed conductivity (Mosello et al., 1996). If the results are unsatisfactory, a
replicate of the sample is returned to the laboratory to be re-analyzed.
10. DATA STORAGE
LWF data are permanently stored in an integrated project database (Relational
Oracle Database). To manage the geographic data, a spatial database module (e.g.
ArcSDE from ESRI Inc.) is used. In long-term and multi-disciplinary projects such as
LWF, changes in measurement requirements, and subsequently changes in the
configuration of the measurement devices and in the entire data processing chain, are
most likely to occur. In order to deal easily with such changes, the LWF database
developers used a generic approach requiring only few changes to the application
parameters (Jakob et al., in press). Geographic information systems (GIS) associated
to the Oracle database enables analyses, simulations and visualizations of the data.
11. PROJECTS
The LWF is organised into a set of core measurements and a series of research
projects which are designed to provide answers to specific questions in relatively short
periods of time. Its long-term focus makes LWF a perfect platform for environmental
research providing scientists with basic data necessary for understanding the
functioning of the ecosystem. LWF is thus encouraging the implementation of specific
research projects on the plots. The emphasis of the monitoring and research projects
carried out on the LWF platform lies in four main areas: air pollution, climate change,
biodiversity and ecosystem health (Table 2). Active partnership with Swiss and
international research institutes and universities is promoted. An example of
cooperation associates the WSL with the Swiss Paul-Scherrer Institute (study of the
isotopic composition δ18O of tree-rings and link with climatic variations, Saurer et al.
2000). Examples of partnership with foreign institutes are collaboration with the
Penn State University (ozone research, Innes et al., 2001), or with the University of
Padua (Cherubini et al., submitted). One of the latest collaboration joins researchers
from the WSL with the University of Montana, with the objective of calibrating and
testing the BIOME-BGC model (a simulation tool to calculate fluxes and pools of
carbon, nitrogen and water in ecosystems; Thornton, 1998) on the LWF sites. In order
to help interpret data collected on the LWF plots, data from other networks are
analysed (e.g. meteorological data of the Swiss network; Rebetez and Beniston, 1998;
Rebetez, 1999; Rebetez, in press). LWF scientists are also actively involved in national
and international experimental projects using facilities such as open top chambers for
ozone research (e.g. Ghosh et al., 1998; Skelly et al., 1998) or CO2 natural springs
(dendrochronological study of tree growth under elevated CO2 concentrations;
Tognetti et al., 2000).
12. CONCLUSION
After some years of measurements (up to 6 for some plots), the different ecosystem
components at the LWF sites and their initial status have been soundly characterized
(e.g. Dobbertin et al., 2001b). The measurement period is too short to draw
conclusions about long-term variations, but available data allow in-depth exploration
of functional or cause-effect relationships between ecosystem components.
Anne Thimonier, Maria Schmitt, Paolo Cherubini, Norbert Kräuchi
128
Table 2. Core projects (*) and platform-based projects implemented on the 17 LWF sites. The
LWF plot code corresponds to the first 3 letters of the plot name (see Table 1).
ecosystem
component
tree
LWF-plots where data are
available
frequency of
monitoring
crown condition *
all
every year
growth (circumference
at 1.30 m) *
fine-scale growth (girth
band)
growth (tree-rings)
all
every 5 years
Vor
hourly
indicator
canopy structure (leaf
area index, light)
needle retention
phenology
ground
vegetation
soil and forest
floor
woody debris
ambient air
quality
Pouttu & Dobbertin 2000
Bet, Vor
Vasella & Brügger 2001
Innes & Kräuchi 1995, Innes
et al. 1998
Webster et al. 1996
every 2 years
all except Lan
every 10 years
Bea, Bet, Cel, Lau, Nov,
Oth, Sch, Vor
continuous
(2 weekly)
Alp, Bea, Bet, Cel, Jus,
Lau, Nat, Neu, Nov, Oth,
Sch, Vor
Bea, Bet, Nov, Sch, Vor
continuous
(2 weekly)
Bea, Bet, Cel, Lau, Nov,
Sch, Vor, Oth
Alp, Bet, Chi, Iso, Jus, Lau,
Neu, Nov, Oth, Vor
once
Alp, Bea, Bet, Cel, Chi,
Jus, Lau, Nat, Neu, Nov,
Oth, Sch, Vis, Vor
Alp, Bea, Bet, Cel, Jus,
Lau, Nat, Neu, Nov, Oth,
Sch, Vis, Vor
Bea, Bet, Lau, Vor
continuous
(2 weekly)
once
all except Lan
global radiation, PAR,
UV-B, wind speed and
direction *
precipitation, relative
humidity *
ozone concentrations
all except Lan
continuous
(10 minutes)
all except Lan
continuous
(60 minutes)
continuous
(weekly)
continuous
(2 weekly)
tree-rings,
documentation of forest
management
once
all
Bet, Nov, Oth, Sch, Vor
Bea, Bet, Cel, Chi, Jus,
Lau, Nat, Nov, Oth, Sch,
Vor
all except Lan
Bretz Guby & Dobbertin
1996, Dobbertin & Kaennel
Dobbertin 1998
Thimonier 1998b
continuous
(4 weekly)
root and bud rot of
forest trees
species diversity
ammonia and nitrogen
dioxide concentrations
stand history
once
all except Lan
fungi, mycorrhiza mycorrhizal diversity
climate
Vis
floristic composition,
regeneration *
chemical and physical
properties of the solid
phase *
soil solution chemistry *
litterfall *
insects
every 5-10 years
all except Lan
above ground throughfall and incident
nutrient fluxes precipitation *
Dobbertin (in press)
all except Lan
foliar concentrations *
litter and fine root
decomposition,
microbial activity
root and soil status in
the rhizosphere of
individual trees
volume
Brang 1998, Dobbertin &
Brang 2001
all except Lan
weekly
(spring, fall)
every 2 years
soil water potential *
selected publications
Dobbertin et al. 2001a
Vonwil 2000
once
Rebetez 1996
Cherubini & Dobbertin 1997
Monitoring the Swiss forest: building a research platform
129
LWF data, together with baseline data collected by other Swiss monitoring
networks (e.g. air, soil or water quality networks) will be used to develop an ecological
risk assessment framework, which will help identify the current and potential threats
to forest ecosystems (Kräuchi, submitted).
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Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001:133-142
METODOLOGIE DI STUDIO DELLA PRODUTTIVITÀ
PRIMARIA DI ECOSISTEMI FORESTALI
Riccardo VALENTINI
Università della Tuscia – DISAFRI - Viterbo
134
Riccardo Valentini
1. METODOLOGIE DI STUDIO DELLA PRODUTTIVITÀ PRIMARIA DI
ECOSISTEMI FORESTALI
Sebbene solo una piccola parte dell’energia disponibile (circa il 2%) venga spesa nei
processi di sintesi della sostanza organica, tali processi rappresentano un pilastro
fondamentale per la vita di tutti gli esseri viventi, in quanto la produzione primaria
costituisce il mattone fondamentale per il sostentamento delle catene trofiche
dell’ecosistema.
Tuttavia, il ruolo del metabolismo del carbonio degli ecosistemi terrestri nel ciclo
globale del carbonio e l’impatto sulla concentrazione di diossido di carbonio della
nostra atmosfera non sono stati studiati in modo approfondito.
Per descrivere tali processi è necessario richiamare alcune definizioni di
produttività primaria. La produzione primaria lorda rappresenta la quantità di
sostanza organica che viene sintetizzata nel processo della fotosintesi, la produzione
primaria netta è ciò che rimane della produzione lorda al netto dei processi respirativi
delle piante, mentre la produzione primaria netta dell’ecosistema è la parte di
produzione primaria netta che rimane una volta detratte le perdite dovute alla
respirazione degli organismi eterotrofi, tra cui i processi di decomposizione della
sostanza organica.
Tali definizioni si applicano a qualsiasi livello dell’ecosistema e possono essere
considerate su base annua. Tuttavia molti processi che influenzano la produzione
primaria si svolgono su scale temporali di decine di anni o secoli. Per esempio gli
incendi, le catastrofi naturali come alluvioni o tempeste di vento e fattori biotici come
gli attacchi di insetti defogliatori sono in grado di sconvolgere l’ecosistema e
influenzare notevolmente la sua produttività primaria. Questi fenomeni sono
particolarmente significativi se considerati su scale spaziali estese.
Se consideriamo la biosfera nel suo insieme vi troveremo, per esempio, foreste
molto produttive, altre sfruttate dall’uomo, altre ancora soggette a disturbi naturali.
Per questo motivo è stato introdotto un nuovo concetto, quello di produzione primaria
netta della biosfera, che rappresenta l’insieme del bilancio del carbonio biosferico,
comprendente tutti i fattori che lo compongono.
Se si osserva il ciclo del carbonio nelle sue componenti (fig.1) si può notare come le
Figura 1 Schema del ciclo del
carbonio. I valori sono
espressi in gigatonnellate di
carbonio. Le frecce indicano i
flussi
annuali
tra
i
compartimenti.
PPL:
produzione primaria lorda;
Ra: respirazione autotrofa;
Rd: respirazione eterotrofa;
D: deforestazione; DOC:
carbonio organico disciolto;
DIC: carbonio inorganico
disciolto.
Metodologie di studio della produttività primaria di ecosistemi forestali
135
maggiori riserve di questo elemento si trovino nei sedimenti fossili, dove sono
contenute circa 40.000 Gt (1 Gt=109 t) di carbonio, di cui circa 4000 utilizzabili come
combustibili fossili.
Gli oceani ne contengono circa 38.000 Gt, pari a circa 51 volte il contenuto
dell’atmosfera. Sulle terre il maggiore serbatoio di carbonio è costituito dal suolo, che
ne contiene 1500 Gt, mentre solo un terzo di questo ammontare si trova nella
biomassa epigea. Nell’atmosfera vi è il serbatoio più ridotto di carbonio, con circa 750
Gt.
L’aspetto più interessante del ciclo globale del carbonio è rappresentato dai flussi
di carbonio tra i vari compartimenti. Tra le terre e gli oceani vi è il trasporto di
carbonio organico disciolto nelle acque dei fiumi, che è pari a circa 0,4 Gt/anno. Un
flusso equivalente si registra in termini di carbonio inorganico. Tuttavia i flussi di
carbonio più importanti sono quelli che si verificano tra oceani e atmosfera e tra terre
e atmosfera. Lo scambio di carbonio tra oceani e atmosfera è pari a circa 92 Gt/anno
nella direzione atmosfera→oceani e a circa 90 Gt/anno nella direzione opposta. Gli
oceani agiscono dunque come un elemento in grado di assorbire il carbonio
atmosferico, grazie soprattutto alla capacità del diossido di carbonio di diffondersi
nelle acque superficiali e di depositarsi sotto forma di carbonati nelle profondità
oceaniche.
Gli scambi di carbonio tra terre e atmosfera sono caratterizzati da più componenti,
che sono anche quelle maggiormente influenzate dalle attività umane. Gli ecosistemi
terrestri ogni anno scambiano 60 Gt di carbonio con l’atmosfera. Questo valore
rappresenta la produzione primaria netta degli ecosistemi terrestri, risultando dalla
differenza tra le 120 Gt di produzione primaria lorda e le 60 Gt liberate dalla
respirazione delle piante. La decomposizione della sostanza organica libera circa 60
Gt di carbonio ogni anno, cosicché in linea di principio gli ecosistemi terrestri
sarebbero in equilibrio dal punto di vista del bilancio del carbonio: la produzione
primaria netta è consumata totalmente dai decompositori e quindi la produzione
primaria netta dell’ecosistema è nulla. Vedremo però tra breve che l’asserzione
secondo la quale la componente terrestre della biosfera è in equilibrio deve essere
rianalizzata sulla basa di nuove osservazioni.
Il bilancio del carbonio planetario presenta inoltre due altri fattori inattesi che
dipendono largamente dalle attività umane: l’uso dei combustibili fossili e la
deforestazione tropicale. L’utilizzo dei combustibili fossili introduce ogni anno
nell’atmosfera circa 6 Gt di carbonio, con un andamento in progressiva crescita. Tra
tutte le componenti del bilancio del carbonio, quella legata allo sfruttamento dei
combustibili fossili è la più documentata ed è in continua espansione. La
deforestazione tropicale è responsabile dell’emissione nell’atmosfera di circa 1,6 Gt di
carbonio ogni anno. Considerando la ricrescita parziale delle aree sottoposte a
deforestazione (si tratta comunque di ecosistemi semplificati, per lo più costituiti da
erbe infestanti, molto lontani dalla vegetazione primaria preesistente), che determina
un assorbimento di carbonio pari a 0,7 Gt/anno, vi è un’emissione netta di carbonio
pari a 0,9 Gt di carbonio ogni anno.
Come è noto, a fronte di questi due ultimi fattori, sconosciuti alla nostra atmosfera
prima della rivoluzione industriale, la concentrazione di diossido di carbonio
nell’atmosfera è passata dalle 280 ppm dell’era preindustriale alle 360 ppm attuali e
si prevede per l’inizio del prossimo secolo un suo raddoppio rispetto ai valori iniziali,
cioè un livello di circa 560 ppm. È noto che l’aumento di diossido di carbonio è
piuttosto preoccupante per le sue implicazioni nei cambiamenti climatici.
Riccardo Valentini
136
È possibile verificare il bilancio del carbonio dell’atmosfera, conoscendo i flussi in
ingresso e in uscita e i cambiamenti di concentrazione annuale. In base ai dati raccolti
negli anni Novanta (tab.1) si è stimato che ogni anno vengono introdotte
nell’atmosfera circa 6,9 Gt di carbonio, mentre gli oceani sono in grado di assorbirne
circa 2 Gt. Tuttavia, sulla base delle misurazioni di concentrazione si è valutato che
nell’atmosfera terrestre entrano soltanto 3,2 Gt di carbonio ogni anno. Rimane quindi
da capire dove finiscano 1,7 Gt/anno di carbonio che risultano non spiegate dalle
osservazioni e dalle stime dei flussi. Bisogna cioè identificare il cosiddetto carbon sink
(assorbitore di carbonio) mancante, ovvero quel fattore che sembra contrastare
l’aumento di concentrazione di diossido di carbonio nell’atmosfera, rallentando le
possibili conseguenze dell’effetto serra sul clima.
Una prima ipotesi formulata per spiegare lo squilibrio osservato è la possibilità che
gli oceani in realtà assorbano più carbonio di quanto stimato. Tuttavia, nuove
campagne di misura, e soprattutto lo studio della distribuzione del 14C sulla
superficie degli oceani, mostrano che valori più elevati di assorbimento non sono
possibili nelle condizioni attuali. Infatti lo scambio di diossido di carbonio con gli
oceani, pur non essendo limitato dalla diffusione superficiale, in quanto il diossido di
carbonio diffonde facilmente in acqua, è ostacolato dalla difficoltà con cui le acque
superficiali si mescolano con le acque profonde dove il diossido di carbonio può
effettivamente essere immagazzinato.
Tabella 1
PROCESSO
FLUSSO DI CARBONIO
(Gt/anno)
Emissioni
combustibili fossili
deforestazione (inclusa la ricrescita)
totale emissioni
6,0
0,9
6,9
Assorbimenti
atmosfera (incremento di diossido di carbonio)
oceani
totale assorbimenti
assorbimento mancante
3,2
2,0
5,2
1,7
L’altra ipotesi, confermata da recenti studi sulle fluttuazioni stagionali degli isotopi
dell’ossigeno e dell’azoto nell’atmosfera, è che gli ecosistemi terrestri non siano in
equilibrio dal punto di vista del bilancio del carbonio, come invece previsto nello
schema teorico, ma che in realtà essi rappresentino un elemento assorbitore, ovvero
che la produttività primaria netta della biosfera sia diversa da zero e positiva.
Le stime di produttività primaria netta degli ecosistemi terrestri sono oggi
disponibili su scala globale grazie ai dati raccolti dall’International Biosphere
Programme. Tuttavia questi dati, per lo più limitati alla sola componente epigea, non
sono in grado di spiegare il carbonio mancante nell’atmosfera, in quanto il bilancio
netto di carbonio è rappresentato dalla produzione primaria netta dell’ecosistema che
include anche i processi di decomposizione della sostanza organica. Soltanto
recentemente, grazie allo sviluppo di nuove metodologie di misura, è divenuto
possibile misurare direttamente il flusso netto di carbonio con l’atmosfera e ricavare
quindi delle stime sul ruolo degli ecosistemi terrestri nel bilancio del carbonio.
Metodologie di studio della produttività primaria di ecosistemi forestali
137
La tecnica di misura eddy covariance (Baldocchi et al., 1996; Moncrieff et al., 1997)
si basa sulla correlazione tra le fluttuazioni della componente verticale della velocità
del vento e della concentrazione di diossido di carbonio nell’atmosfera in prossimità
delle superficie vegetale. Il flusso netto (F) che attraversa l’unità di superficie
nell’unità di tempo è dato dalla media temporale del prodotto della velocità del vento
(w) per la concentrazione del gas (c), in questo caso diossido di carbonio:
F = wc
.
[1]
dove la barra rappresenta il valore medio nel tempo.
Poiché nell’atmosfera il moto dell’aria è turbolento, sia la velocità verticale del
vento che la concentrazione possono essere decomposte in una componente media ed
una fluttuante ( w + w' , c + c ' ), da cui :
F = w c + w' c '
[2]
Inoltre, poiché è lecito assumere che non vi sia un moto medio dell’atmosfera verso
l’alto, cioè che w = 0 , il flusso turbolento si può calcolare dalle sole componenti
fluttuanti:
F = w' c '
[3]
Da un punto di vista operativo è necessario disporre di strumenti adeguati in grado
di misurare la componente verticale della velocità del vento e la concentrazione di
diossido di carbonio nell’atmosfera sopra la copertura vegetale tanto velocemente
(circa 20 volte al secondo) da catturare le fluttuazione rapide che compongono il flusso
turbolento. La componente verticale della velocità del vento viene misurata con un
particolare anemometro funzionante a impulsi ultrasonori, in grado di decomporre la
velocità del vento nelle sue tre componenti spaziali. La concentrazione di diossido di
carbonio viene misurata con un analizzatore funzionante sul principio
dell’assorbimento della radiazione infrarossa da parte del gas. Infatti il diossido di
carbonio, come tutti i gas serra, mostra una forte banda di assorbimento nella regione
infrarossa dello spettro. Gli strumenti vengono posti al di sopra della superficie
vegetale e forniscono in continuo, con cadenza oraria, il flusso netto di diossido di
carbonio tra la superficie vegetale e l’atmosfera. Il vantaggio di questa metodologia è
che il valore di flusso netto si riferisce direttamente alla produzione primaria netta
dell’ecosistema integrata sull’area di misura, che è dell’ordine di 100 ha.
In figura (fig.2) è presentato un esempio di dati giornalieri per una foresta di faggio
dell’Appennino centro-meridionale (Valentini et al., 1996). Si può notare come il flusso
netto di carbonio abbia un caratteristico andamento giornaliero in risposta alla luce e
quindi ai processi fotosintetici. I valori positivi durante il giorno stanno a indicare un
flusso di diossido di carbonio diretto verso la superficie. Nel periodo notturno, invece,
il flusso diventa negativo, cioè è diretto dalla superficie verso l’atmosfera, indicando
una perdita di diossido di carbonio nei processi respiratori.
Le osservazioni possono essere ripetute per più giorni, come mostrato nella figura
successiva (fig.3). In tal modo è possibile notare la dinamica dei processi fotosintetici e
respiratori della foresta di faggio nel corso della stagione. All’inizio la foresta, priva di
foglie, è una sorgente di diossido di carbonio, cioè i processi respiratori dominano gli
scambi gassosi superficiali. Parallelamente allo sviluppo fogliare aumenta
138
Riccardo Valentini
progressivamente l’assorbimento di carbonio per effetto della fotosintesi e il bilancio
giornaliero dell’ecosistema si sposta complessivamente a favore dell’assorbimento di
carbonio.
Figura 2: a. Andamento giornaliero dello scambio netto di carbonio tra foresta e atmosfera per
due giornate. I valori negativi indicano assorbimento, quelli positivi emissione. b. Andamento
della radiazione fotosinteticamente attiva, espressa in umol di fotoni per unità di superficie e
di tempo nelle diverse ore del giorno.
Durante l’estate il processo è abbastanza stazionario, con l’assorbimento
fotosintetico che comunque supera le perdite dovute alla respirazione. In autunno, con
la diminuzione della superficie fogliare, le perdite per respirazione diventano più
importanti e l’ecosistema nel suo complesso da elemento di assorbimento diventa
nuovamente sorgente di diossido di carbonio verso l’atmosfera. Calcolando il bilancio
annuale netto dei flussi di diossido di carbonio si può valutare se l’ecosistema agisca
da sorgente o da assorbitore di carbonio atmosferico. Tale analisi (Valentini et al.,
1996) mostra che la foresta di faggio analizzata funziona, su base annuale, come
elemento di assorbimento di carbonio, con una capacità di accumulo pari a circa 432
gm-2 di carbonio per anno.
Alla fine degli anni Novanta è stata avviata un’iniziativa internazionale,
denominata FLUXNET (Valentini et al., 1998), a cui afferiscono vari progetti in
diversi paesi del mondo, finalizzata allo studio delle capacità di assorbimento o di
rilascio del carbonio atmosferico da parte degli ecosistemi terrestri.
Metodologie di studio della produttività primaria di ecosistemi forestali
139
Figura 3 a, b, c. Andamento dello scambio netto di carbonio (NEE) per una faggeta, in tre
periodi dell’anno.
140
Riccardo Valentini
In figura (fig.4) è presentata una sintesi di alcuni dati relativi a varie foreste
europee. Come si può notare, alcune foreste sono sorgenti di diossido di carbonio (pino
silvestre in Belgio e abete rosso in Svezia), mentre altre, soprattutto nell’area
mediterranea, mostrano un significativo assorbimento di carbonio atmosferico.
Figura 4 Distribuzione della produzione primaria netta di ecosistema per varie foreste europee
(assorbimento di carbonio), espressa in tonnellate di carbonio per ettaro per anno. flI: foresta
di leccio, Italia; ffI: foresta di faggio, Italia; faI: foresta di abete rosso, Italia; aG: foreste di
abete rosso, Germania; fdb: foresta mista di faggio e douglasia, Belgio; fF: foresta di faggio,
Francia; pmF: foresta di pino marittimo, Francia; pFn: foresta di pino silvestre, Finlandia; pO:
foresta di pino silvestre, Olanda; aS: foresta di abete rosso, Svezia; pIs: piantagione di pioppi,
Islanda; fD: foresta di faggio, Danimarca; pB: foresta di pino silvestre, Belgio; pS: foresta di
pino silvestre, Svezia.
L’insieme di questi dati mostra una distribuzione latitudinale degli scambi di
diossido di carbonio. In particolare si può notare come le foreste delle regioni boreali
mostrino valori di scambio netto di carbonio annuale molto ridotti rispetto alle foreste
delle zone temperate. Tale particolare comportamento può essere spiegato
dall’importanza dei processi respiratori dei vari ecosistemi. Nelle zone boreali la
componente respiratoria del bilancio del carbonio è relativamente superiore che negli
ecosistemi temperati. Ciò è spiegato dal fatto che nelle regioni boreali la quantità di
carbonio organico nei suoli è molto maggiore, soprattutto nella componente volatile:
nonostante le temperature siano più basse, il flusso respiratorio risulta quindi
relativamente superiore rispetto ai processi fotosintetici. Inoltre la componente
respiratoria è influenzata in modo sostanziale dalla disponibilità di risorse idriche che
determinano una riduzione della respirazione negli ecosistemi delle zone temperate.
Tali osservazioni dimostrano comunque che, nonostante le evidenze sperimentali
su scala globale suggeriscano la presenza di un significativo assorbimento di carbonio
da parte degli ecosistemi terrestri, la sua localizzazione geografica è ancora oggetto di
discussione. In ogni caso, le osservazioni compiute mediante le nuove metodologie di
studio dei flussi di carbonio negli ecosistemi confermano l’importanza della
componente biologica nel ciclo del carbonio e, più in generale, nella regolazione della
composizione chimica dell’atmosfera e dei processi alla base del nostro sistema
climatico.
Metodologie di studio della produttività primaria di ecosistemi forestali
141
BIBLIOGRAFIA
Baldocchi, D., Valentini, R., Running, S., Oechel, W., Dahlman, R. (1996) Strategies for
measuring and modelling carbon dioxide and water vapour fluxes over
terrestrial ecosystem. Global Change Biology, 2, 159-168.
Moncrieff, J., Valentini, R., Greco, S., Seufert, G., Ciccioli, P. (1997) Trace gas exchange
over terrestrial ecosystems: methods and perspectives in micrometeorology. J.
Exp. Bot., 48, 1133-1142.
Valentini, R., Baldocchi, D.D., Tenhunen, J. (1998) Ecological controls on land-surface
atmospheric interactions. In Integrating hydrology, ecosystem dynamics and
biogeochemistry in complex landscapes, a c. di Tenhunen J., Kabat P.,
Chichester, John Wiley & Sons Ltd.
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Newsletter, 28,14-16.
Valentini, R., De Angelis, P., Matteucci, G., Monaco, R., Dore, S., Scarascia Mugnozza G.
E. (1996) Seasonal net carbon dioxide exchange of a beech forest with the
atmosphere. Global Change Biology, 2, 199-208
142
Riccardo Valentini
Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001:143-158
L'ANALISI DEGLI ANELLI LEGNOSI COME
STRUMENTO PER IL MONITORAGGIO CLIMATICO
Carlo URBINATI, Marco CARRER
Dip.to. Territorio e Sistemi Agro-Forestali - Università di Padova
RIASSUNTO
La datazione degli anelli legnosi e la successiva analisi delle serie che questi formano, consentono:
l'individuazione di diversi segnali (clima ed altri fattori ecologici) registrati dalle piante e la produzione
di dati proxy per la ricostruzione di condizioni ambientali pregresse.
Negli ultimi venti anni grande diffusione hanno avuto le ricerche dendroclimatiche che, grazie a
cospicue banche dati provenienti da diverse aree geografiche del pianeta, hanno permesso di individuare
la presenza d'importanti fluttuazioni di crescita (e quindi teoricamente del clima) nel lungo e nel breve
periodo. E' emerso che periodi prolungati di anomalia climatica, come la Piccola Era Glaciale (PEG) ed il
Periodo Caldo Medievale (PCM) non hanno la valenza planetaria che è stata loro attribuita ed è quindi
più corretto riconsiderarli in ambito macroregionale. Anche le anomalie climatiche dell'ultimo secolo
registrate, un po’ ovunque, da stazioni meteorologiche o da sistemi di telerilevamento, non sempre si
correlano alle risposte di accrescimento legnoso, soprattutto se il materiale analizzato proviene da aree
poco antropizzate. Va infine considerato che nelle aree montane, le specie forestali hanno risposte
climatiche che variano anche a brevi distanze, in relazione alle modificazioni dei fattori stazionali
(pendenza, esposizione, altitudine, substrato geo-litologico).
La dendroclimatologia, oltre a fornire informazioni sulle condizioni climatiche pregresse, può anche
essere utilizzata per prevedere gli effetti di possibili cambiamenti del clima sull'accrescimento e la
produttività delle foreste. Ciò è possibile utilizzando serie climatiche future ricostruite mediante
l'impiego di modelli di circolazione generale (GCM). Grande importanza, in tali analisi è il rispetto della
corrispondenza fra le scale spazio-temporali utilizzate per lo studio delle perturbazioni ed i relativi effetti
sugli ecosistemi.
La dendroecologia ed in particolare la dendroclimatologia costituiscono pertanto un importante
strumento sincronico integrabile con altre tipologie di analisi e monitoraggio ambientale.
144
Carlo Urbinati & Marco Carrer
1. INTRODUZIONE
Analisi e monitoraggio ambientale costituiscono dei sistemi informativi e di
controllo dei dinamismi naturali ed indotti dei fattori dell'ambiente. L'impiego di
strumenti sempre più avanzati di acquisizione di dati (telerilevamento, sensoristica
fine, ecc.) ha enormemente contributo al miglioramento quali-quantitativo delle
informazioni raccolte. Peraltro, la recente diffusione di tali strumenti non consente
sempre di disporre di serie temporali sufficientemente lunghe per un'accurata
valutazione delle variazioni dei parametri indagati. Scostamenti della "normalità"
possono essere erroneamente interpretate come indicatori di condizioni limite, quando
invece si tratta solo di regolari oscillazioni cicliche del fattore analizzato. La
paleoecologia, in senso lato, può offrire un importante contributo al monitoraggio
ambientale mettendo a disposizione lunghe serie temporali, utili alla interpretazione
della variabilità osservata.
In questi ultimi decenni il clima è diventato uno dei fattori ambientali
maggiormente monitorati, a causa degli importanti effetti che esso può determinare
sulla componente abiotica e biotica dei sistemi naturali e antropogeni. Il clima come
tutti gli altri sistemi naturali, è caratterizzato da una variabilità spazio-temporale che
si esplica su scale diverse: da oscillazioni microstazionali e interannuali fino a
cambiamenti continentali e millenari. La reperibilità dei dati meteorologici registrati
è limitata agli ultimi due secoli, e di quelli storici si ferma a circa 5000 anni fa. La
paleoclimatologia si è quindi sviluppata con lo scopo di ampliare l'orizzonte temporale
della dinamica climatica utilizzando lo studio di fenomeni naturali che dal clima
dipendono direttamente. Si ottengono quindi dati proxy (lett. "per procura", ovvero
dati ottenuti indirettamente) utili per testare ipotesi relative alle cause della
variabilità climatica. Solo una completa comprensione di tali cause può consentire una
migliore previsione delle variazioni future mediante l'impiego di modelli di
circolazione generale (GCM) (Bradley, 1999).
Oggi sappiamo che il clima della terra è cambiato enormemente nelle diverse ere
geologiche e specialmente durante gli ultimi 60 milioni di anni (Frakes et al., 1992).
Dati proxy del Quaternario (ultimo milione di anni) hanno una migliore risoluzione e
consentono una più accurata determinazione della variabilità ad alta frequenza del
clima. Per la ricostruzione climatica sono disponibili diverse fonti di dati proxy:
glaciologiche, geologiche, biologiche e storiche, ognuna con una specifica risoluzione
temporale e valenza informativa. Fra le fonti biologiche, gli anelli legnosi di specie
arboree delle zone boreali e temperate sono uno strumento estremamente potente ed
accessibile per la datazione degli eventi pregressi e per la ricostruzione delle
condizioni ambientali.
2. INFORMAZIONI AMBIENTALI DAGLI ANELLI LEGNOSI
Gli anelli legnosi costituiscono un ottimo esempio di archivi naturali (Tab. 1): in
questi tessuti a stratificazione annuale sono registrate in modo integrato le risposte
dell'albero alle condizioni d'ambiente (Schweingruber, 1988). In termini molto
semplicistici si può affermare che maggiore o minore ampiezza dell'anello indicano
rispettivamente condizioni più o meno favorevoli.
Grazie alla notevole longevità di alcune specie (Tab.2), all'elevata conservabilità del
legno, e la reperibilità di materiale fossile e subfossile è stato possibile sviluppare
cronologie composite di più di 15.000 anni, assicurando la possibilità di reperire
informazioni ambientali molto precise, con risoluzione temporale annuale. Di queste
145
L'analisi degli anelli legnosi come strumento per il monitoraggio climatico
serie è possibile ottenere, con procedimenti piò o meno complessi, misure di parametri
diversi (quali l'ampiezza, la densità del legno, il contenuto isotopico di C, O, H, ecc., la
concentrazione di metalli pesanti o di altre sostanze chimiche) e quindi informazioni
tipologicamente differenziate che devono poi essere opportunamente decodificate.
Tab. 1 Principali caratteristiche degli archivi naturali. Gli anelli legnosi consetono una
risoluzione annuale e numerose informazioni ambientali. T = temperatura; P = precipitazioni;
C = composizione chimica dell'aria (Ca) o dell'acqua (Cw); B = biomassa e caratteri
vegetazionali; V = eruzioni vulcaniche; M = variazioni di campo magnetico; L = livelli del mare;
S = attività solare (da Bradley, 1999).
Archivio naturale
Intervallo minimo di
campionamento
Range
temporale (anni)
Fonti storiche
1giorno/ora
∼ 103
T, P, B, V, M, L, S
Anelli legnosi
1 anno/stagione
∼ 104
T, P, B, V, M, S
Sedimenti lacustri
1 anno (varve) finoa 20
a.
∼ 104-106
T, B, M, P, V, Cw
Coralli
1 anno
∼ 104
Cw, L, T, P
Carote di ghiaccio
1 anni
Pollini
20 anni
∼ 105
T, P, B
Speleotemi
100 anni
∼ 5 x 105
Cw, T, P
Paleosuoli
100 anni
∼ 106
T, P, B
Loess
100 anni
∼ 106
P, B, M
Caretteri gemorfologici
100 anni
∼
Sedimenti marini
500 anni
∼ 107
∼5x
105
106
Informazioni
possibili
T, B, Ca, B, V, M,
S
T, P, V, L
T, Cw, B, M, L, P
Tab. 2 Elenco delle specie arboree la cui età cambiale è stata effettivamente registrata e
riportat in letteratura o in verbis dagli autori. L'albero più vecchio sembra essere un Pinus
longeva di oltre 4800 anni.
Longevity registrata
SPECIE ARBOREA
>4000 anni
PINUS LONGEVA
>3000 anni
Fitzroya cupressoides
Sequoiadendron giganteum
>2000 anni
Juniperus occidentalis
Pinus aristata, Pinus balfouriana
Sequoia sempervirens
>1000 anni
Chamaecyparis nootkatensis
Juniperus occidentalis
Lagarostrobus franklinii
Carlo Urbinati & Marco Carrer
146
Larix decidua, Larix lyalli
Pinus aristata, Pinus albicaulis
Pinus balfouriana, Pinus flexilis
Pinus leucodermis
Pseudotsuga menziesii
Taxodium distichum
Thuja occidentalis
Sequoia sempervirens
In dendroclimatologia per isolare nelle serie cronologiche il segnale climatico dal
rumore di fondo si fa solitamente riferimento al modello lineare aggregato [1] (Cook
and Kariukstis, 1990)
Rt = At + Ct + δD1t + δD2t + Et
[1]
dove:
Rt = serie delle ampiezze anulari misurate;
At = trend presente nell’ampiezza anulare dovuto all'età ed alle dimensioni della
pianta;
Ct = segnale macroclimatico;
δD1t = impulso perturbatore causato da fattori endogeni microstazionali;
δD2t = impulso perturbatore causato da fattori esogeni agenti sull’intero
popolamento;
Et = variabilità interannuale di natura ignota e indipendente dagli altri segnali.
La variabilità dovuta al clima (Ct) può essere isolata dalle altre, previo un adeguato
campionamento del materiale legnoso e dopo l'eliminazione di (At).
Per effettuare questa operazione risulta necessario definire e successivamente
rimuovere, per ogni serie, il trend di crescita che essa evidenzia. Questo, utilizzando i
parametri della [1], può essere definito con la seguente funzione generale:
Gt = f(At, δD1t, δD2t)
[2]
dove Gt, il trend di crescita stimato, dipende in parte da processi deterministici
legati all'età e, in parte, da processi stocastici rappresentati dagli impulsi perturbatori
eventualmente presenti (Cook et al., 1990).
In dendrocronologia la standardizzazione costituisce la procedura volta ad
eliminare la componente Gt dalle serie cronologiche (Fritts, 1976). Essa consiste nel
calcolo del rapporto tra ogni valore anulare misurato Rt ed il relativo valore atteso,
stimato attraverso Gt. Il risultato ottenuto è il valore anulare indicizzato:
It = Rt/Gt
[3]
Le nuove serie indicizzate risultano prive di gran parte della variabilità a bassa
frequenza, evidenziando invece quella ad alta frequenza, cioè quella determinata dalle
oscillazioni climatiche interannuali. Le relazioni clima-accrescimento sono
L'analisi degli anelli legnosi come strumento per il monitoraggio climatico
147
comunemente calcolate utilizzando un sistema di regressioni multiple ortogonalizzate
(funzioni di risposta) dove le serie climatiche (es. temperature e precipitazioni) sono le
variabili indipendenti e le serie legnose la variabile dipendente. L'impiego del metodo
bootstrap nella determinazione del set di dati e di procedure di calibrazione e verifica
del modello consentono di ottenere risultati statisticamente molto significativi (Cook
and Kariukstis, 1990). Le funzioni di risposta, che possono essere calcolate utilizzando
sia dati climatici mensili sia stagionali, graficamente evidenziano i regressori
maggiormente correlati (positivamente o negativamente) (Fig.1). Una volta che questi
ultimi sono stati definiti, con l'impiego di funzioni di trasferimento è possibile stimare
l'andamento pregresso dei parametri climatici selezionati: in questa regressione si
invertono i ruoli delle variabili, poiché il clima diventa quella dipendente e
l'accrescimento indipendente.
I parametri maggiormente utilizzati nelle ricostruzioni sono le temperature
stagionali e annuali, le precipitazioni, la siccità (indici di aridità), le piene fluviali
(Cook et al. 1992; Briffa et al., 1996; Bradley, 1999) per periodi fino a 1000 anni dal
presente. La disponibilità di serie temporali lunghe e geograficamente ben distribuite
è condizione fondamentale per garantire una ricostruzione di elevata qualità e
risoluzione.
PDA
VDF
3
P =0 05
2
1
0
-1
P =0 05
-2
-3
Precipitation
Temperature
-4
Oct Nov Dec Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep
Fig. 1 Profilo delle funzioni di risposta di due popolazioni di Pinus cembra (VDA and PDF).
In ascissa sono riportate mensilmente le precipitazioni e le temperature medie delle massime,
utilizzate come regressori per la correlazione con gli indici di crescita. La sequenza non segue
l'anno solare bensì quello biologico relativo alle zone indagate, che include tre mesi dell'anno
precedente (Ott, Nov, e Dic) e nove corrispondenti a quello di formazione dell'anello. In
ordinata è riportato un indice che esprime la correlazione parziale mensile (R/s = coeff.
corr./dev. std) e quindi il tipo e la significativtà di ogni risposta. Il calcolo è stato eseguito con
serie meteorologiche di oltre 70 anni.
3. OSCILLAZIONI CLIMATICHE NEL LUNGO PERIODO
148
Carlo Urbinati & Marco Carrer
Lungo e breve periodo sono concetti relativi in natura, ma nel contesto di questo
lavoro si vuole assegnare al primo un range temporale compreso fra il secolo ed il
millennio mentre al secondo fra il cinquantennio ed il secolo. I risultati presentati in
questo capitolo si riferiscono prevalentemente alla temperatura dell'aria, poiché
essendo un parametro relativamente stabile rispetto agli altri considerati, è molto
utilizzato nelle ricostruzioni.
L'impiego integrato di dati proxy di diversa natura hanno consentito di
determinare le variazioni climatiche avvenute nell'ultimo millennio e di verificare il
ruolo delle diverse forze agenti. (Barnett et al., 1996; Crowley and Kim, 1996; Mann et
al., 1998, Huang et al. 2000). Peraltro, poiché alcuni campionamenti (es. carote di
ghiaccio) sono eseguiti in aree geografiche limitate ed i dati misurati estensivamente
spazializzati, il rischio di consistenti sotto o sovrastime dei risultati finali è molto
elevato.
Mann et al. (1999) hanno eseguito una ricostruzione spazializzata (maglie di 5° di
latitudine) delle temperature di superficie nell'emisfero boreale dell'ultimo millennio
utilizzando diversi proxy climatici e le anomalie di temperatura media annua relative
al periodo 1902-1980. I risultati evidenziano temperature più elevate nella prima
parte del millennio ed un raffreddamento verso il XIV secolo. Tale variabilità è
attribuita a fluttuazioni delle concentrazioni di gas serra, irradianza solare, e aerosol
vulcanici. A simili risultati perviene Huang et al. (2000) con una studio sui trend delle
temperature degli ultimi 500 anni, utilizzando i dati di 616 perforazioni eseguite in
tutti i continenti ad eccezione dell'Antartide. La temperatura del pianeta sarebbe
aumentata mediamente di circa 1° C, di cui la metà solo negli ultimi 100 anni.
Relativamente alle precipitazioni un recente studio a ripercorso la frequenza e
l'intensità di eventi siccitosi negli Stati Uniti centrali negli ultimi 2000 anni
(Woodhouse and Overpeck, 1998). Indicatori multiproxy indicherebbero il verificarsi
di tali eventi con scale pluridecennali o secolari e che eventi considerati estremi come
quelli degli anni '30 e '50 non sono rappresentativi dell'intera gamma di variabilità
registrata nei due millenni.
Le serie di anelli legnosi, invece, in virtù della notevole diffusione e accessibilità
della vegetazione arborea, sono disponibili ormai in tutti i continenti e costituiscono
pertanto ottimi dati proxy per la ricostruzione climatica. Fino a pochi anni fa
cronologie ultramillenarie erano presenti solo in Nord America (Hughes and
Graumlich, 1996) ed in parte per l'Europa (Briffa et al. 1992), ma negli ultimi 6-7 anni
sono state costruite anche per specie asiatiche, oceaniche e africane (nord). Ciò ha
contribuito a migliorare la risoluzione spaziale dei risultati, ma anche sviluppare più
efficaci connessioni fra accrescimento e grandi sistemi di circolazione oceanicoatmosferica (El Niño, NOA, ecc.). Questi risultati evidenziano la presenza di frequenti
fluttuazioni climatiche avvenute nel breve e nel lungo termine e con notevole
variabilità spaziale.
Due grandi eventi, relativi all'ultimo millennio della storia del pianeta, sono
riportati in letteratura quali anomalie climatiche di lungo termine: il Periodo Caldo
Medievale (PCM) inquadrabile fra il X ed il XIII secolo e la Piccola Era Glaciale (PEG)
compresa fra il XV ed il XIX secolo (Lamb, 1977; Grove, 1988; Serre-Bachet et al.,
1994).
L'importanza attuale di questi episodi deriva dalla loro potenzialità per la
determinazione delle influenze antropogeniche sulla dinamica globale del clima. Era
quindi importante fornire chiare interpretazioni sulla natura di tali eventi climatici
L'analisi degli anelli legnosi come strumento per il monitoraggio climatico
149
nelle diverse regioni del pianeta ed anche nelle diverse stagioni dell'anno (Stahle and
Cleveland, 1994).
Se confrontati con altri eventi climatici occorsi durante e prima del Quaternario,
PCM e PEG sono da considerare di intensità medio bassa (variazioni comprese fra 1.01.5 °C di temperatura media), ma poiché le comunità umane erano già molto diffuse e
sviluppate, il loro impatto socio-economico (positivo e negativo) è stato molto
rilevante. La colonizzazione da parte di navigatori vichinghi (Norse) in Groenlandia e
Terranova risulta sincrona con PCM. Durante il medesimo periodo, nel sud degli Stati
Uniti, culminò lo sviluppo della civiltà Anasazi (Dean, 1994), in Gran Bretagna si
coltivava estensivamente la vite (Le Roy Ladurie, 1971), in Norvegia il grano ed in
Cina la coltivazione degli agrumi si spinse fino a regioni molto settentrionali (De'er,
1994), etc.
Al contrario le sfavorevoli condizioni climatiche durante PEG sembrano aver
causato l'abbassamento del limite superiore di innevamento (snowline) in molte zone
del Nord Europa e nelle Alpi, l'avanzamento di molti ghiacciai e la conseguente
migrazione a valle di numerose comunità montane dell'epoca (Grove, 1988; Navarra,
Pinchera, 2000).
Tuttavia, nonostante l'evidenza di tali risultati, ottenuti prevalentemente da
ricerche storiche, alcuni autori hanno recentemente messo in dubbio la valenza
planetaria di questi periodi di anomalie climatiche, proponendo una loro
riconsiderazione a scala macroregionale (Hughes and Diaz, 1994; Stahle and
Cleaveland, 1994). Tali autori hanno riscontrato che, durante il PCM, solo in alcune
regioni (es. Scandinavia, Cina, America Nord-Ovest e Tasmania) le temperature erano
più elevate di quelle attuali e che questi fenomeni non sono sincroni nelle diverse
zone. In altre aree (Sud Stati Uniti, Europa mediterranea e Sud America) tali
anomalie non sono state neppure evidenziate (Fig. 2).
Carlo Urbinati & Marco Carrer
150
Fig. 2 Serie dendrocronologiche detrendizzate con filtri passa-basso (Low-pass) usate per la
ricostruzione climatica. L'asse Y-riporta le anomalie di temperatura media annua rispetto alla
media 1921-1979. (da Hughes and Diaz, 1994).
Una cronologia regionale millenaria, di pino cembro (Pinus cembra L.) costruita con
campioni estratti da più di 360 piante vive e morte in ambienti del limite superiore
del bosco (treeline) nelle Alpi orientali, evidenzia andamenti di crescita controversi
(Fig. 3) (Urbinati et al., 2001). L'accrescimento legnoso nel PCM è infatti inferiore a
quello "normale", fenomeno inatteso poiché alla treeline la temperatura è un fattore
limitante ed il periodo vegetativo è più breve rispetto agli ambienti di quote inferiori.
Dopo un periodo di ripresa nel XIV secolo, l'accrescimento diminuisce
considerevolmente fra il XV e i primi decenni del XVII e quindi in linea con gli effetti
della PEG. La mancata relazione con PCM è riconducibile a diverse ragioni: i) un
ridotto numero di campioni nell'intervallo specifico; ii) la non sensitività della specie
agli aumenti di temperatura; iii) una relazione inversa accrescimento-temperatura
dovuta al carattere microtermo di Pinus cembra.
mm
1.5
1.2
0.9
0.6
0.3
0
-0.3
-0.6
-0.9
-1.2
-1.5
900
1000
1100
1200
1300
anni
1400
1500 1600
1700
1800
1900
2000
Fig. 3 Una cronologia di 1037 anni di Pinus cembra L. costruita per le Alpi orientali.
(Urbinati et al. 2001).
4. FLUTTUAZIONI DEL CLIMA NEL BREVE PERIODO
Negli ultimi decenni notevole preoccupazione è sorta in merito all'aumento globale
della temperatura media dell'aria, i cui valori degli ultimi anni sembrano essere i più
elevati del millennio, derivante dall'aumento delle concentrazioni di gas serra e di
anidride carbonica (Mann et al. 1998, 1999). Vi sono studi con risultati che vanno
"contro corrente" e che non confermano tale tesi come quello di Van Geel et al. (1999)
che ha analizzato le variazioni degli isotopi cosmogenici come 14C and 10Be e le
variazioni climatiche a scala millenaria nell'ultimo periodo pre e post glaciale.
L'ipotesi avanzata è che il clima è un sistema estremamente sensibile anche a piccole
L'analisi degli anelli legnosi come strumento per il monitoraggio climatico
151
variazioni dell'attività solare, in grado quindi di controllare gran parte dei fenomeni
di riscaldamento globale, come quelli in atto.
Anche le analisi delle serie dendrocronologiche, come quelle climatiche, evidenziano
importanti fluttuazioni spazio-temporali, anche a scala secolare. Ciò confermerebbe la
notevole variabilità regionale del clima ed in molti casi l'assenza di correlazione fra
l'accrescimento e le anomalie climatiche registrate dalle stazioni meteorologiche di
molte aree boreali (Briffa et al. 1998; Briffa, 2000; Innes et al. 2000).
In particolare Briffa et al. (1998) hanno utilizzato una rete di 314 cronologie
distribuite nell'emisfero Nord per osservare le relazioni fra temperatura dell'aria e
accrescimento legnoso, tramite i parametri di ampiezza totale dell'anello e di densità
del legno tardivo. Le serie termometriche provengono da centinaia di stazioni
spazializzate (maglia di 5° lat.), le cui varianze sono state corrette e normalizzate in
base al periodo 1881-1940.Le analisi sono state eseguite sia a livello macroregionale
(Siberia orientale, centrale e occidentale; Europa settentrionale e meridionale, NordAmerica nordoccidentale e sudorientale) e di emisfero (Nord, sud e globale).
La correlazione fra le temperature e i parametri di accrescimento è molto positiva
fino agli anni '50-'60 dopodiché si perde, soprattutto con il parametro ampiezza. Ciò
significa che l'accrescimento diminuisce con l'aumento delle temperature,
raggiungendo livelli minimi (anni '70 e '80) simili a quelli raggiunti in periodi più
freddi come intorno al 1880. Gli autori non giungono ad una spiegazione esaustiva del
fenomeno, ma evidenziano le implicazioni che ciò può avere sulla ricostruzione
climatica e la modellizzazione del ciclo del carbonio. Non considerando le divergenze
evidenziate e quindi l'esistenza di un sink di CO2 si compierebbe una sovrastima delle
temperature pregresse ed una sottostima delle future concentrazioni di CO2.
Si ricorda che il processo di spazializzazione estensiva conduce ad una
standardizzazione dei risultati e spesso non rispetta la variabilità delle condizioni
locali, soprattutto dove i caratteri geomorfologici sono eterogenei. Poiché gran parte
delle cronologie anulari provengono da aree montane (maggiore copertura forestale),
diventa molto importante valutare localmente le possibili variazioni prima di
procedere alla spazializzazione. Gli ecosistemi montani possono avere un'elevata
sensitività climatica ed una medesima specie arborea può evidenziare relazioni climaaccrescimento diverse anche a distanze molto ravvicinate, per esempio quando
variano i fattori stazionali come esposizione e pendenza dei versanti, altitudine, ecc.
Dall'analisi dendroecologica eseguita su 14 popolazioni di Pinus cembra L. e 9 di
Larix decidua Mill. in treeline (2000-2200 m di quota) delle Alpi orientali si è potuto
osservare che nonostante la diversità di esposizione e di diverso substrato
geolitologico, le cronologie di specie si sincronizzano molto bene fra loro e con altre
disponibli per l'ambiente alpino. Peraltro l'analisi multivariata (cluster analysis e
PCA) delle funzioni di risposta ha evidenziato tre diversi comportamenti nel pino
cembro, controllati dal su substrato (stazioni dolomitiche vs. extra-dolomitiche) e
dall'esposizione dei versanti (nelle dolomitiche si raggruppano le stazioni esposte a
nord e quelle a sud). Temperature e precipitazioni influenzano diversamente la specie
nelle diverse ubicazioni (Fig. 4) e spiegano fino al 70% della varianza ad alta
frequenza presente nelle serie (Urbinati, Carrer, 2000; Urbinati et al., 2000).
152
Carlo Urbinati & Marco Carrer
-4--2
-2-0
0-2
2-4
4-6
AMB
ADP
FRS
FCR
VNG
LFN
LDS
VDF
PDA
VBA
AIE
CRS
FRM
MGN
Fig. 4 Distribuzione spaziale delle funzioni di risposta calcolate per 14 popolazioni di Pinus
cembra L. nelle Alpi orientali. I 24 regressori climatici sono riportati in ascissa e gli acronimi
delle 14 popolazioni in ordinata. In legenda sono riportati (retinature differenziate) solamente
gli indici (R/s) con valori statisticamente significativi (p<0.05). Le prime 9 popolazioni (da AMB
a PDA) provengono da aree dolomitiche, di cui le prime 5 (da AMB a VNG) con esposizione
nord e le altre 3 (da LFN a PDA) con esposizione sud. Le ultime 5 (da VBA a MGN) sono di
substrato porfirico (Lagorai) e sono tutte esposte a nord (Urbinati et al. 2000).
5. PREVEDERE GLI EFFETTI DEI CAMBIAMENTI CLIMATICI SULLA
PRODUTTIVITÀ E DISTRIBUZIONE DELLE SPECIE FORESTALI E
ALPINE.
Numerosissimi studi sono stati effettuati negli ultimi 15-20 anni circa le risposte
degli organismi vegetali alle variazioni termiche e di concentrazione di CO2
atmosferica per valutarne adeguatamente gli impatti sulla vegetazione. Moltissimi di
questi hanno riguardato però specie a vita breve (erbacee annuali o semenzali di
specie forestali) oppure sono stati spesso eseguiti in condizioni controllate (Körner,
1993). Negli ultimi anni invece la ricerca si è svolta anche in ecosistemi forestali
utilizzando specifici dispositivi (open-top e open-side chambers) per meglio
quantificare l'entità degli scambi gassosi e l'assimilazione degli alberi in condizioni
naturali (Jarvis, 1998).
In diverse specie forestali europee è stato osservato un aumento dell'assimilazione
(= crescita) con l'aumento della concentrazione di sola CO2 o accoppiata ad un
aumento della temperatura. Anche in questo caso però gli esperimenti durano qualche
anno e quindi la capacità di acclimatazione non sempre è adeguatamente apprezzata.
Alcuni studi dendroecologici hanno evidenziato accrescimenti legnosi più
consistenti degli ultimi secoli, attribuendoli alla fertilizzazione da CO2 (LaMarche at
L'analisi degli anelli legnosi come strumento per il monitoraggio climatico
153
al. 1984; Graumlich 1991; Nicolussi et al. 1995; Becker et al. 1995). Altri invece non
hanno confermato queste ipotesi (Briffa et al. 1990; Schweingruber et al 1993; Carrer
et al. 1998). Interessanti informazioni sono state acquisite campionando piante
arboree situate in prossimità di sorgenti naturali di CO2. In Toscana ve ne sono
alcune, di fama ormai internazionale, dove le concentrazioni raggiungono 650 mmol
mol-1, ovvero circa il doppio di quella attuale (360 mmol mol-1). Uno studio
sull'accrescimento radiale di alcuni individui di 30 anni di Quercus ilex eseguito su
campioni nei pressi delle sorgenti ed in aree di controllo (concentrazione normale di
CO2) ha effettivamente dimostrato un maggiore incremento legnoso (12%) nelle prime
rispetto alle seconde (Fig. 5). Tuttavia questa maggiore crescita è limitata ai primi
anni di vita e con il tempo la differenza fra le due si riduce fino a scomparire
(Hättenschwiler et al. 1997).
Fig. 5 Cronologie di Quercus ilex da aree controllo (linee tratteggiate) e da aree ad elevata
concentrazione di CO2 (linea continua) in due sorgenti naturali in Toscana (Hättenschwiler et
al., 1997).
Uno studio previsionale sugli effetti di un raddoppio di CO2 sul clima e quindi
sull'accrescimento di alcune specie forestali (Pinus sylvestris L. and Larix decidua
Mill.) è stato eseguito nella Francia meridionale utilizzando le simulazioni di un
modello di circolazione generale atmosferica (AGCM) che in quelle zone prevede un
aumento di 3°C di temperatura media e un leggero aumento delle precipitazioni
154
Carlo Urbinati & Marco Carrer
(Keller et al., 1997). Solo due delle numerose popolazioni indagate risultano
significativamente influenzate dalle variazioni climatiche e ambedue sono ubicate in
zone limite del loro areale di distribuzione: una, di larice alla treeline (2300 m slm),
aumenterebbe la propria produttività e l'altra, di pino al margine meridionale (elevata
aridità), la diminuirebbe.
Da questo studio preliminare è scaturito un progetto della UE (FORMAT: FORest
Modelling Assessment from Tree Rings) (Tessier et al. 1998) su diverse specie di
conifere presenti sulle principali catene montuose di Spagna, Francia e Italia che ha
come obiettivo le determinazione spazio-temporale della sensitività di accrescimento
ai cambiamenti climatici nei principali tipi forestali.
I dati raccolti provengono da oltre 300 popolamenti forestali rappresentativi delle
diverse formazioni e più di 2000 stazioni meteorologiche distribuite più o meno
omogeneamente nei territori indagati.
Le serie cronologiche sono state detrendizzate con procedure differenti (filtri
digitali con finestre temporali di 10 e 30 anni) per eliminare la varianza a bassa
frequenza ed isolare meglio il segnale climatico. Le serie termo-pluviometriche sono
state trattate con un programma specificamente costruito per la loro spazializzazione
che utilizza latitudine, longitudine e altitudine per ottenere per ogni popolazione
forestale la migliore corrsipondente stazione meteorologica "virtuale", i cui dati sono
poi utilizzati per la determinazione delle relazioni clima-accrescimento. Le risposte
passate e presenti sono quindi utilizzate per stimare l'accrescimento in uno scenario
futuro 2xCO2 (Fig. 6).
Fig. 6 Quadro sintetico operativo del progetto UE FORMAT (ENV4-CT97-0641). La
calibrazione del modello clima-accrescimento eseguita sul passato consente di trasferire al
futuro le relazioni esistenti utilizzando dei dati meteorologici simulati (mediante modelli di
circolazione) e valutare quindi la sensitività ai cambiamenti climatici delle diverse specie
analizzate.
Il progetto FORMAT si prefigge di contribuire in modo predittivo alla
quantificazione delle variazioni, positive e negative, di accrescimento legnoso, alla
determinazione delle specie più sensibili ai cambiamenti futuri ed alla loro
L'analisi degli anelli legnosi come strumento per il monitoraggio climatico
155
localizzazione. Queste informazioni consentiranno lo sviluppo di eventuali strategie
per ridurre gli effetti del global change e comunque costituiranno un ulteriore
avanzamento verso una gestione sostenibile delle risorse forestali.
6. CONCLUSIONI
A conclusione di questa breve rassegna è possibile affermare che lo studio degli
anelli legnosi non solo è un ottimo strumento per la ricerca paleoecologica, ma anche
un metodo utile ed efficace da associare ad altre forme di monitoraggio ambientale e
climatico in particolare. E' però necessario incrementare la raccolta di dati in alcune
aree geografiche per valutare i limiti della variabilità al loro interno e concentrare poi
gli sforzi nel costruire delle reti integrate internazionali che possano consentire di
valutare con maggior precisione i cambiamenti ambientali a scala regionale.
RINGRAZIAMENTI
Questo lavoro è stato realizzato nell'ambito dei progetti di ricerca FORMAT
dell'Unione Europea (ENV4-CT97-0641) e IMPAFOR del M.U.R.S.T.
Si ringraziano tutti i collaboratori del laboratorio di Dendroecologia del Dip.to
TESAF per l'aiuto fornito nelle diverse fasi del lavoro.
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a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001: 159-168
GLACIER AND PERMAFROST MONITORING
IN COLD MOUNTAIN AREAS AS PART OF
GLOBAL CLIMATE-RELATED OBSERVATION
Wilfried HAEBERLI
Geography Department, University of Zurich, Switzerland
160
Wilfried Haeberli
1. INTRODUCTION
Many mountain regions reach altitudes with severe climatic conditions where low
temperatures reflect essential limits to living conditions. Such areas also constitute
most characteristic and attractive landscapes dominated by snow and ice. The two
perennial ice components, glaciers and permafrost, react sensitively to changes in
atmospheric temperature because of their proximity to the melting point. In addition,
mass wasting is most intensive in high mountain areas with steep slopes. As a
consequence, climatic changes cause pronounced effects in the glacial and periglacial
belts of mountain areas. The 20th century has, indeed, seen striking changes in
glacierized areas of mountain ranges and, hence, in the extension of glacial and
periglacial mountain belts all over the world. This development was accompanied by
increasing activities of man in cold high-mountain ranges. It is, in fact, the
combination of ice vanishing and human impact, which has introduced the most
striking changes in high-mountain landscapes. Such changes in the directly visible
(glaciers) and more invisible (permafrost) components of the alpine cryosphere are of
highest significance not only as signals of ongoing change (IPCC 2001) but also with
respect to impacts at much larger scales. They are now monitored as part of global
climate-related observing systems (GCOS/GTOS; Cihlar and others 1997).
2. PRINCIPLE MECHANISMS
In the chain of processes linking climate and glacier fluctuations, mass balance is
the direct/undelayed reaction whereas glacier length variation is the indirect/delayed
response (Fig. 1). Observed glacier fluctuations contribute important information
about natural variability, rates of change and acceleration tendencies with respect to
long-term energy fluxes at the earth surface. As a good approximation, glacier mass
balance may be expressed as the energy required for the melting or freezing related to
ice thickness changes. The energy flux thus calculated can be compared with the
estimated anthropogenic greenhouse forcing. Pronounced filter, memory and
enhancement functions between mass and length change are related to latent heat
exchange, the persistence over long time-intervals of the perennial ice masses and the
positive feed-backs related to the surface albedo or the mass balance/altitude relation.
As a consequence, glacier signals from mountain areas are key elements of early
detection strategies for dealing with possible man-induced climate change (Haeberli
and others 2000, IPCC 2001).
Perennially frozen slopes occur in many mountain ranges of the world. Ice-rich
debris or morainic material especially exist under subcontinental to continental-type
climatic conditions with elevated glacier equilibrium lines. Such supersaturated
mountain permafrost exhibits pronounced creep movements, thereby forming large
numbers of rock glaciers. Reactions of mountain permafrost to climatic changes (Fig.
2) take place in the form of ice melt at the permafrost table with or without changes
in active layer thickness (direct response, time scale: years), disturbance of
temperature profiles within the permafrost (delayed response, time scale: decades to
centuries) and displacements of the permafrost base (final response: time scale
centuries to millennia). Active layer thickness and borehole temperature are
considered key variables in long-term monitoring programmes.
Glacier and permafrost monitoring in cold mountain areas as part of global climate-related observation
161
Figure 1. Climate/glacier-relation.
Permafrost thermal reactions
T0
T1
0°C
A
A
B
C
h1
B
C
h0
z
D
! Immediate response (year/s): Changes in active n
layer thickness and thaw settlement / frost heave
in ice-supersaturated material at the permafrost
table.
! Intermediate response (years / decades):
Disturbance of the temperature profiles within the
permafrost, i.e. between the permafrost table and
the permafrost base
! Final stage (decades, centuries, millennia):
Vertical displacement of the permafrost base
! Modification of permafrost distribution pattern
! Adjustment of geomorphic, hydrological and nivoglaciological processes
Figure 2. Permafrost reaction to surface warming.
3. MONITORING STRATEGY
Internationally coordinated glacier observations have a century-long tradition
(Haeberli and others 1998). Today, the World Glacier Monitoring Service is in charge
of collecting and publishing standardized data on glacier fluctuations. Access to more
Wilfried Haeberli
162
information on monitoring strategies, organisational aspects and publications is found
under
http://www.geo.unizh.ch/wgms
Worlwide permafrost monitoring is much younger and, in fact, only started during
recent years. Corresponding information is found under
http://www.geodata.soton.ac.uk/ipa/
Such long-term observations on glacier and permafrost changes are now becoming
part of the Global Climate Observing System (GCOS).
A Global Hierarchical Observing Strategy (GHOST) of tiers was developed to be
used for all GCOS terrestrial variables and for relating detailed process-oriented point
investigations with more regional observations to eventually reach global coverage.
Global Terrestrial Networks for each, glaciers (GTN-G) and permafrost (GTN-P), have
been initiated according to this tier system in the following way (cf. Haeberli and
others 2000, Harris and others 2001):
(1) transects along environmental gradients (continental/mountains?)
(2) process-oriented studies of glacier mass balance within major climatic zones
and of shallow permafrost thermal state, energy flux and surface controls.
(3) regional glacier mass change within major mountain systems and permafrost
borehole temperatures at intermediate depths.
(4) representative long-term observations of glacier length change selected
according to size/dynamic response; prospecting, mapping and spatial modelling of
permafrost.
(5) global coverage by glacier inventories repeated at time intervals of a few
decades (satellite imagery/GIS/DEM), combination of in-situ measurements, remote
sensing and GCMs/RCMs.
3. EVOLUTION DURING THE PAST 100 YEARS
Results of long observational series on fluctuations of mountain glaciers represent
convincing evidence of fast climatic change at a global scale: mass loss/retreat of
mountain glaciers during the 20th century is striking all over the world (Fig. 3). As
far as documented by the sample of direct long-term mass balance measurements,
glacier melt strikingly accelerated during recent decades (Fig. 4, Haeberli and others
1999). Continued acceleration in annual mass loss as expected in greenhousewarming scenarios for the coming decades has the potential of terminating the
existence of most smaller mountain glaciers on earth well before the end of this
century. Glacier fluctuations reconstructed for historical and Holocene time periods
from direct measurements, old paintings, written sources, moraines, pollen analysis,
Glacier and permafrost monitoring in cold mountain areas as part of global climate-related observation
163
tree-ring investigation, etc. indicate that glacier extent in the Alps may have varied
over the past millennia within a range defined by the
extremes of the maximum Little Ice Age advance and today's reduced stage,
respectively (Fig. 5). The recent emergence of a stone-age man from cold
ice/permafrost on a high-altitude ridge of the Oetztal Alps confirms that the extent of
Alpine ice is probably more reduced today than ever during the past 5,000 years. The
situation appears to be evolving at a high and possibly accelerating rate towards or
even beyond the "warm" limit of natural variability during the upper Holocene.
Worldwide glacier signals
Figure 3. Cumulative glacier length changes (from Haeberli and others 2000).
Wilfried Haeberli
164
Figure 4. Glacier mass balances (from WGMS homepage).
Holocene glacier length changes
Time
scale
Glacier fluctuations
convent.
14 C yBP
(Radiocarbon
years Before
Present = 1950)
Swiss Alps
(after M. Gamper & J. Suter, 1982;
H. Holzhauser 1995)
1850
~1920
2000
0
1000
Aletsch
?
2000
Alpine glacier changes
3000
4000
ANALYSIS OF
EUROPEAN GLACIER INVENTORIES 1970/80
5000
6000
Holocene
optimum ??
7000
8000
9000
ice volume around 1970/80:
average mass balance 1850-1970/80:
mass loss 1850-1970/80:
average mass balance 1980-2000:
mass loss 1980-2000:
simulated mass loss 1970/80-2025:
simulated mass loss 1970/80-2100:
130
-0.25
50
-0.65
25
50
90
km3
m/y
% of 1850
m/y
% of 1970/80
% of 1970/80
% of 1970/80
advance
10'000
retreat
Haeberli and Hoelzle (1995): Annals of Glaciology 21
Graphik MM. ‘01
Figure 5. Holocene glacier fluctuations (from Haeberli and others 1999) and analysis of
European glacier inventories.
Glacier and permafrost monitoring in cold mountain areas as part of global climate-related observation
165
High-mountain permafrost must have been affected as well but its secular
evolution is much less well known. Monitoring long-term behaviour of mountain
permafrost in view of warming trends has now been initiated by the EU-funded
PACE-project (Permafrost and Climate in Europe; Figs. 6-8; Harris and others 2001).
Preliminary interpretation of the corresponding borehole temperature profiles
indicates 20th-century ground warming at a rate which is comparable with
atmospheric warming. Permafrost temperatures collected from boreholes in other
mountain ranges of the northern hemisphere also point to relevant warming trends
(Haeberli and others 1998 cf. Fig. 9).
Figure 6. PACE drill sites (from Harris and others 2001).
Wilfried Haeberli
166
PACE Standard set up
~ 20m
ca. 15m
Data
logger
0
UTL-1
• Two boreholes
20
• Two thermistor chains
40
thermistor depths:
100m
0.0, 0.4, 0.8, 1.2, 1.6, 2.0, 2.5, 3.0, 4.0, 5.0, 7.0,
60
9.0, 11, 13, 15, 20, 25, 30, 40, 50, 60, 70, 80,
85, 90, 92, 94, 96, 98, 100
• Several UTL-1 loggers
80
100
Figure 7. Standard set-up for PACE boreholes.
Figure 8. Selected PACE borehole temperatures (from Harris and others 2001).
Glacier and permafrost monitoring in cold mountain areas as part of global climate-related observation
167
Mountain permafrost temperatures
11.6m, Murtèl-Corvatsch 1987 - 2000
Temperature (°C)
-1.0
-1.5
-2.0
-2.5
-3.0 87 88 89 90 91 92 93 94 95 96 97 98 99 00
Figure 9. Evolution of borehole temperature in the permafrost of the Murtèl rock glacier, Swiss
Alps.
4. PERSPECTIVES FOR THE COMING CENTURY
Glacierized and perennially frozen mountain areas would be among the most
heavily affected parts of the world in the event of accelerated future warming. Due to
the complicated dependence from various factors of the energy balance at glacier and
permafrost surfaces, potential future changes can only very roughly be estimated.
Empirical methods and energy balance considerations indicate that a large fraction of
the presently existing mountain glacier mass could disappear with the anticipated
warming over the next 100 years (Fig. 5; cf. Maisch 2000). Many low-latitude
mountain chains would loose major parts of their glacier cover within decades. Lower
limits of permafrost occurrence in mountain areas could rise by several hundred
meters. Such a tendency, however, could to some degree be counterbalanced by a
reduction of thermally insulating winter snow; on the other hand, shorter snow cover
duration during spring/early summer months of highest energy influx from the
atmosphere could also enhance warming effects. Due to the slow reaction of thermal
conditions at depth, pronounced disequilibria are most likely to result over extended
time periods and wide areas.
In case of future accelerated warming, the cryosphere components of high
mountain environments would, thus, most likely change at high rates and lead to
168
Wilfried Haeberli
pronounced disequilibria in the water cycle, in mass wasting processes and sediment
flux as well as in growth conditions of vegetation. Corresponding changes in
landscape and scenery could, in fact, belong to the most directly visible and most
easily understandable signals of global warming. The improvement of basic
knowledge about glaciers and permafrost in mountain areas critically depends on
appropriate monitoring programmes. Highest priority should thereby given to the
survival of high-performance, long-term observation projects in pivotal regions, that
are in danger to be discontinued. Monitoring of mountain permafrost is in its infancy
but should be systematically built up in order to give a true global view and to help
with local/regional assessments.
REFERENCES
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Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001: 169-196
SISTEMA NAZIONALE DI MONITORAGGIO E
CONTROLLO IN CAMPO AMBIENTALE
Roberto CARACCIOLO
Agenzia Nazionale per la Protezione dell'Ambiente - Roma
170
Roberto Caracciolo
1. LE FINALITÀ DEGLI STRUMENTI CONOSCITIVI
Gli strumenti di conoscenza rappresentano l’indispensabile presupposto per la
sostenibilità delle politiche ambientali, in quanto consentono la corretta pianificazione
degli interventi di tutela e risanamento (impiego ex-ante), nonché la successiva e
necessaria verifica della loro efficacia (impiego ex-post). Efficacia che deve e può essere
migliorata attraverso forme di comunicazione al pubblico degli elementi di conoscenza
acquisiti in merito alle problematiche ambientali. E ciò non tanto per motivi, pure
importanti, di trasparenza, quanto per il loro potenziale educativo e partecipativo, per
migliorare i livelli di consapevolezza e favorire collaborazioni diffuse alle attività di
tutela dell’ambiente.
Per questa ragione il sistema delle Agenzie ambientali, nazionale, regionali e delle
province autonome (ANPA-ARPA-APPA), nato dalla legge di riordino del settore del
monitoraggio e del controllo ambientale nel nostro Paese, ha conferito la massima
importanza alle attività di sviluppo di un efficace e moderno sistema conoscitivo. In
particolare l’Agenzia nazionale ha condotto una preliminare attività istruttoria
finalizzata a identificare requisiti e criteri di riferimento per la realizzazione di detto
sistema.
Quale esito di questa attività sono stati predisposti due documenti: il primo
orientato agli aspetti costitutivi, organizzativi e di gestione dell’informazione (Sistema
di gestione dell’informazione); il secondo all’impiego degli elementi di conoscenza per
le attività di sorveglianza e controllo (Sistema di monitoraggio-controllo).
I principali presupposti per lo sviluppo degli elementi costitutivi dei due sistemi
sono riconducibili a:
la significativa evoluzione concettuale che stanno subendo gli approcci alle attività
di tutela dell’ambiente, così come risulta dai nuovi orientamenti assunti dalle
politiche ambientali in tutti i contesti, quale conseguenza dell’attuazione degli
indirizzi dell’Agenda 21. Ci si riferisce in particolare a: riduzione e prevenzione
integrate, obiettivi di qualità, tutela delle risorse e subordinatamente della
molteplicità dei loro usi, miglioramento dei livelli conoscitivi, partecipazione del
pubblico, ecc;
il trasferimento delle funzioni di gestione di gestione dell’informazione ambientale
alle Agenzie ambientali;
la decisione di affidare alle stesse Agenzie il compito di interfacciare i sistemi
conoscitivi nazionale e comunitario.
Ne sono conseguite scelte strategiche principali nell’elaborazione dei principi
costitutivi dei sistemi da realizzare.
Innanzitutto si è tenuto di dover procedere al riordinamento della nozione stessa
del controllo, e di conseguenza della funzione, da una logica di tipo notarile/
prescrittivo, basata essenzialmente su verifiche tabellari (controllo/prescrizione), a
una in cui fosse prevalente l’azione conoscitiva (controllo/conoscenza). Quindi è stato
valutato opportuno far convergere in una architettura di sistema unitario le diverse
funzioni basate sull’azione conoscitiva dell’ambiente, quali il supporto alla
pianificazione, il controllo, la comunicazione. Tale architettura è stata disegnata
avendo come riferimento il sistema conoscitivo europeo.
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
171
2. IL RUOLO DELLE ATTIVITÀ DI MONITORAGGIO-CONTROLLO
A livello nazionale, il riconoscimento del ruolo dei controlli ambientali quale
essenziale strumento di supporto per le politiche destinate alla prevenzione e alla
riduzione integrate dell'inquinamento si è posto a seguito del referendum nazionale
che ha determinato la separazione dei controlli ambientali da quelli sanitari. Ne è
conseguita la decisione di realizzare un sistema nazionale dei controlli che, con la
legge 61/94, è centrato nel sistema delle Agenzie ambientali costituito dall'Agenzia
nazionale per la protezione dell'ambiente e dalle Agenzie regionali e delle Province
autonome di Trento e Bolzano.
Oltre alle attribuzioni generali stabilite dalla citata legge 61/94, compiti specifici in
materia di controlli sono attribuiti a una moltitudine di soggetti.
Questo processo di riorganizzazione e ridefinizione di ruoli e obiettivi è stato
avviato nel contesto preesistente caratterizzato da un complesso insieme di accordi
internazionali, istituti normativi comunitari e nazionali, autorità e istituzioni
competenti per il controllo e la prevenzione dell'inquinamento a livello locale,
regionale e centrale. La situazione risultante si presenta pertanto complessa,
inadeguata e difficilmente gestibile, e rende necessario identificare uno schema
organizzativo e funzionale più efficace di fronte ai problemi epocali determinati dai
fenomeni di inquinamento, dall’eutrofizzazione, dalla frammentazione degli
ecosistemi e dalla preoccupante riduzione della biodiversità.
Va tenuto presente, inoltre, che la questione dell’esercizio delle funzioni di
controllo, ancora di più nell’epoca attuale caratterizzata dalla cosiddetta
“globalizzazione”, è un problema non solo ecologico ma anche sociale ed economico.
Gli esiti di questa attività hanno consentito una prima qualificazione degli
elementi costitutivi, degli strumenti, delle funzioni e delle finalità alla base della
realizzazione del Sistema nazionale dei controlli ambientali.
Tale processo riferito alle attività di controllo comporta innanzitutto il conferimento
di una maggior importanza a un’adeguata ed efficace azione conoscitiva: solo
attraverso un’accurata ricognizione degli usi del territorio (identificazione delle azioni
di pressione) e di caratterizzazione degli ecosistemi, è possibile programmare azioni
razionali di monitoraggio delle qualità presenti e delle cause di alterazioni (emissioni,
scarichi, rifiuti) di tali qualità, per poi verificarne l’ottemperanza agli obiettivi fissati
dalle leggi, l’efficacia dei piani di gestione e risanamento sia in relazione ai risultati
conseguiti che alla produttività delle risorse impegnate.
3. LE CONDIZIONI AL CONTORNO PER LO SVILUPPO DEL SISTEMA DI
MONITORAGGIO-CONTROLLO
La riduzione e la prevenzione integrate dell’inquinamento sono un obiettivo
prioritario del V programma d’azione ambientale della UE approvato dal Consiglio dei
rappresentanti dei Governi e Stati membri con la risoluzione 1° febbraio 1993.
Roberto Caracciolo
172
Le azioni da intraprendere per il conseguimento di questo obiettivo costituiscono
nel loro insieme un importante strumento a sostegno delle politiche mirate ad uno
sviluppo sostenibile inteso quale equilibrio tra attività umana, benessere
socioeconomico, risorse e capacità autorigenerative della natura, in attuazione degli
indirizzi concordati dalle 175 Nazioni che hanno dato vita alla Conferenza di Rio e che
hanno fissato degli obiettivi nel documento conclusivo detto significativamente
Agenda 21, perché di riferimento per le politiche ecocompatibili del 21° secolo.
Nei riquadri 1 e 2 sono riportati, rispettivamente, criteri e principi per la
sostenibilità, quale esito di un approfondito studio condotto dall’Istituto di
WUPPERTAL8 .
Riquadro 1. Criteri ecologici per l’utilizzo dello
spazio ambientale
a. l’utilizzo di una risorsa rinnovabile non può essere
più rapido del suo ritmo di rinnovamento;
b. l’emissione di materiali non può essere maggiore
della capacità di assorbimento dell’ambiente;
c. l’utilizzo di risorse non rinnovabili deve essere
ridotto al minimo. Esse devono essere utilizzate nella
misura in cui viene creato un sostituto fisico di
equivalente livello funzionale sotto forma di risorse
rinnovabili;
d. il tempo degli interventi umani deve essere in
rapporto equilibrato col tempo dei processi naturali,
sia dei processi di decomposizione dei rifiuti che dei
ritmi di rigenerazione delle materie prime rinnovabili o
degli ecosistemi
8
L’istituto di Wuppertal conduce ricerche per committenti pubblici e privati.
Occupa alcune decine di economisti, tecnologi, climatologi, chimici, fisici, biologi,
sociologi e storici della cultura. I dipartimenti sono cinque: Politica del clima, Flussi di
materiali e cambiamenti di struttura, Energia, Trasporti, Nuovi modelli di benessere.
Presidente dell’Istituto è il prof, Ernst von Weizacker.
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
173
Riquadro 2. Principi per l’utilizzo delle risorse
1. Principi di rigenerazione :
• una risorsa rinnovabile può venire utilizzata solo
nella misura in cui nello stesso periodo si rigenera;
• nell’ambiente non può venire rilasciata una quantità
di sostanze maggiore di quella che vi possa essere
assorbita.
2. Principio di utilizzo :
l’utilizzo di energia e di materiali deve essere ridotto a
un livello a basso rischio
La Dir. 96/61/CE sulla prevenzione e riduzione integrate dell’inquinamento
sottolinea la necessità di fissare principi generali omogenei e condivisi relativamente
ai comparti ambientali, ai criteri di riferimento per la definizione degli obiettivi di
qualità, alla confrontabilità, significatività e disponibilità dei dati e delle informazioni
ambientali e alle procedure di comunicazione e trasmissione degli stessi agli utenti
istituzionali e al pubblico.
E’ importante sottolineare come approcci differenti nei sistemi di autorizzazione e
disomogenei nelle azioni di controllo possono incoraggiare il trasferimento
dell’inquinamento tra settori ambientali e ambiti geografici diversi anziché proteggere
l’ambiente nel suo complesso. L’attuazione dei provvedimenti di decentramento
fissati dalla legge Bassanini rendono ancora più indifferibile e urgente la
realizzazione di un quadro di riferimento omogeneo in materia di controlli ambientali.
Gli obiettivi di qualità delle politiche ambientali devono essere fissati
realisticamente riconoscendo l'impossibilità di ricreare un irraggiungibile stato
ecologicamente ideale. Ciò presuppone l'accettazione di un certo livello di impatto
ambientale purché esso non comprometta i fenomeni naturali di autorecupero, il biota
e la salute dell'uomo, e la velocità di utilizzo delle risorse sia compatibile con la
velocità naturale di autorigenerazione.
Gli obiettivi di qualità inoltre sono prioritariamente fissati in funzione della
salvaguardia delle caratteristiche ecologiche del sistema e secondariamente in funzione
della destinazione d'uso. Si ritiene infatti che il raggiungimento di un buono stato
ecologico in un comparto ambientale sia la precondizione che garantisce anche gli usi
plurimi cui destinare le risorse nonché la loro rinnovabilità.
Il quadro di riferimento su esposto si completa con una significativa evoluzione
concettuale della nozione di controllo: da una impostazione basata sul binomio
controllo / prescrizione si è pervenuti al concetto di controllo / conoscenza.
La protezione degli ecosistemi naturali e antropizzati richiede infatti un sistema di
controllo ambientale che non sia limitato alla pur necessaria verifica di conformità a
norme e prescrizioni (modello prescrizione/controllo), ma che consenta
Roberto Caracciolo
174
prioritariamente di acquisire i dati, sulle cause del degrado e sui suoi effetti, di
trasformarli in informazioni utili e di aggiornare continuamente le conoscenze sullo
stato e la dinamica evolutiva dell’ambiente nel suo complesso (modello controllo/
conoscenza).
Le ragioni di questa evoluzione non derivano soltanto da impostazioni tecniche ma
rispondono a esigenze pratiche.
L'esperienza internazionale più avanzata consente di affermare che un sistema di
controllo basato sul binomio prescrizione/sanzione tende a generare un insieme
normativo e prescrittivo sempre più analitico, articolato e complesso, a moltiplicare i
parametri da sottoporre a controllo e a rendere più complesse e costose le metodologie
necessarie.
Le conseguenze sono: l'ingestibilità del sistema, la pratica impossibilità di
effettuare tutti i controlli previsti e un incremento insostenibile dei costi per
investimenti finanziari, di personale e di formazione.
L’attuale concezione dell’attività di controllo è ben rappresentata dallo schema di
figura 1 da cui si vede come il controllo sia un atto isolato e terminale di un processo.
A
B
LEGISLAZIONE
LEGISLAZIONE
AUTORIZZAZIONE
AUTORIZZAZIONE
CONTROLLOISPETTIVO
ISPETTIVO
CONTROLLO
fissai ivalori
valorilimite
limite
fissa
dettaleleprescrizioni
prescrizioni
detta
verificaottemperanze
ottemperanze
verifica
AAeeBB
Figura 1 - Rappresentazione schematica dell'attuale funzione svolta dai controlli
in campo ambientale: sono un atto isolato e terminale di un processo.
Nel modello controllo/conoscenza, viceversa, l’attività di controllo è inserita nel
sistema di correlazioni tra lo stato dell’ambiente, le pressioni, gli effetti e le risposte
secondo lo schema di figura 2 noto come DPSIR: Driving forces, Pressures, States,
Impacts, Responses, estensione derivata dalla Agenzia europea dall’analogo modello
PSR proposto dall’OCSE.
Il controllo si orienta così essenzialmente all'osservazione degli elementi che
costituiscono gli indicatori di pressione, di stato e di impatto e quindi riguarda gli
scarichi, le emissioni in atmosfera, i rifiuti, ecc., ma anche gli ecosistemi ricettori
quali acque, suolo, aria.
Ne consegue la necessità di effettuare i controlli non solo su singoli parametri
chimici, fisici o biologici (l'approccio "tabellare" fin qui prevalente) ma anche su indici
di stato (chimico, fisico, biologico e quantitativo), di pressione e di impatto, a utilizzare
procedure e metodologie omogenee e confrontabili in diversi contesti geografici
(ecoregioni / ecosistemi tipo, biotopi, bacini idrografici) e soprattutto a impostare
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
l’azione in modo programmatico, utilizzando le relazioni tra
conoscenza secondo lo schema di figura 2.
175
gli elementi di
Figura 2 - Il modello DPSIR proposto dall'Agenzia europea come estensione del modello PSR
(Pressione, Stato, Risposte) sviluppato dall'OCSE. Esso fornisce una rappresentazione
schematica completa delle relazioni di causalità tra gli elementi che intervengono nelle analisi
delle problematiche ambientali.
Al fine di ottenere una visione più completa dei vari fattori che contribuiscono a
determinare lo stato dell’ambiente, occorre utilizzare in maniera cooperativa e
integrata tutte le metodiche di indagine disponibili: chimiche, fisiche, microbiologiche,
tossicologiche, di mutagenesi e “indicatori e indici biologici” . Ciascuna metodica, in
genere utilizzata singolarmente, assolve a un ruolo distinto e non sovrapponibile con
le altre.
Nei controlli condotti con metodiche chimiche e fisiche la tradizione scientifica e
l’affidabilità sono elevatissime: si tratta di potenziarli e pianificarli.
Le metodiche microbiologiche tradizionali rivestono importanza in quanto svelano,
sostanzialmente, l’esistenza di rischi sanitari, di tipo infettivo, ma prescindono dallo
stato ecologico generale dell’ambiente.
Ritardi si registrano invece nel nostro paese nel campo delle metodiche di
mutagenesi e tossicologiche e in quelli degli indici e indicatori biologici.
La tossicologia e la mutagenesi svelano l’esistenza di fenomeni tossici e lesivi del
DNA dei viventi dovuti a inquinanti singoli o cocktails di inquinanti anche con effetti
sinergici o antagonisti.
Gli indici e indicatori biologici non sono in grado, generalmente, di svelare le cause
dell’inquinamento ma forniscono una preziosa diagnosi sullo stato generale
dell’ambiente in cui vengono applicati e svelano l’entità del discostamento dalle
Roberto Caracciolo
176
condizioni di “normalità”. Sono, inoltre, in grado di svelare inquinamenti pregressi,
nascosti e saltuari.
Insieme (tossicologia, mutagenesi e indicatori biologici) sono in grado di svelare
inquinanti che sfuggono alle normali, seppur accurate, determinazioni tradizionali di
laboratorio.
In realtà esistono già metodiche standardizzate e affidabili in campo tossicologico
ma queste non trovano la necessaria diffusione nel tessuto operativo dei controlli.
Nel campo degli indicatori biologici, al di là della positiva esperienza del metodo
IBE (Indice Biotico Esteso) e di significative esperienze di monitoraggio della qualità
dell’aria con i licheni, esistono notevoli ritardi da colmare, anche attraverso la
promozione di iniziative di ricerca.
Ovviamente una buona base conoscitiva rappresenta solo un necessario
presupposto e non esaurisce le componenti di un sistema efficace di controllo
all’interno del quale devono trovare collocazione numerose altre essenziali funzioni:
l'indirizzo, la vigilanza, la prevenzione, il riscontro e l'auditing, la formazione.
Per quanto detto sopra i risultati dei controlli, i dati e le analisi prodotte, devono
consentire la elaborazione di una informazione significativa, integrata e aggregata
accessibile e fruibile da parte dei soggetti decisori a ogni livello, dal pubblico , dalle
organizzazioni sindacali e dalle categorie imprenditoriali interessate (figura 3).
DATI
INFORMAZIONI
indici e indicatori
DEFINIZIONE
STATO E
TREND
OBIETTIVI
DI POLITICHE
AMBIENTALI
SELEZIONE
PRIORITA’
VERIFICHE
COMUNICAZIONE
Figura 3 - Elaborazione e finalità delle informazioni ambientali.
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
177
In particolare la comunicazione al pubblico deve rappresentare una finalità
imprescindibile di un sistema di controllo e ciò, come anticipato, non tanto per motivi,
seppur importanti, di trasparenza, quanto per il suo potenziale educativo e
partecipativo. Infatti soprattutto attraverso la promozione di queste due attività si
potranno migliorare i livelli di consapevolezza delle popolazioni attivando
collaborazioni diffuse che migliorino l’efficacia delle politiche ambientali.
In altre parole il sistema di monitoraggio-controllo si inserisce nel quadro più
generale di un sistema comune delle conoscenze ambientali ( vedi figura 4) .
Sistema
Sistemaconoscitivo
conoscitivo
socio-economico
socio-economico
Sistema
SistemaInformativo
Informativo
Ambientale
Ambientale
Sistema
Sistemaconoscitivo
conoscitivo
ambientale
ambientale
didibase
base
Sistema
Sistemadei
dei
controlli
controlli
Documentazione
Documentazione
comunicazione
comunicazione
Figura 4 - Integrazione del sistema dei controlli con il sistema delle conoscenze.
Le osservazioni e le informazioni sono mirate alla verifica costante della validità
dei modelli interpretativi dello stato e delle dinamiche ambientali. Sono altresì
indispensabili alla verifica della rispondenza degli strumenti (tecnici, normativi e
organizzativi) adottati per il perseguimento di obiettivi di qualità e funzionali.
Sulla base di queste funzioni il sistema dei controlli diventa quindi uno strumento
essenziale che genera ricadute positive nell’orientare anche la progettazione e la
pianificazione e che consente, infine, la verifica dei risultati conseguiti attraverso gli
interventi strutturali o di emergenza, di tutela e di risanamento.
Dall’attività generale di controllo, inoltre, è possibile creare un vero e proprio
osservatorio degli elementi di criticità e dei settori di debolezza del tessuto produttivo
del nostro Paese.
Nello scenario che si apre con l’unione europea conseguente all’applicazione del
trattato di Maastricht, la libera concorrenza tra le imprese si giocherà soprattutto sul
piano della qualità anche ecologica dei processi produttivi e dei prodotti.
Roberto Caracciolo
178
L’individuazione delle sacche di arretratezza e il monitoraggio dei predetti elementi
di criticità potranno svolgere un ruolo di supporto alle politiche di governo,
all’imprenditoria e alle associazioni dei lavoratori e dei cittadini nello spingere in alto
la qualità delle imprese verso la ecosostenibilità.
Si tratta in definitiva di aumentare la competitività delle imprese italiane,
individuando i bisogni di innovazione tecnologica e le esigenze di ricerca,
promuovendo il trasferimento di nuove tecnologie ecocompatibili, agevolando lo
sviluppo di accordi volontari a difesa dell’ambiente e della natura e infine ampliando
la base produttiva con la creazione di nuove professionalità.
La complessità e la diffusione delle emergenze ambientali interessano ambiti che si
sviluppano da quello planetario, a quello continentale, nazionale e locale e quindi
interessano una pluralità di soggetti che partecipano a reti conoscitive e funzionali
sempre più articolate, stratificate e complesse (figura 5).
In particolare per i paesi membri della UE, l'integrazione a livello comunitario è
essenziale. II sistema nazionale dei controlli di un paese membro, inserito in un più
vasto sistema di conoscenze ambientali, dovrà articolarsi e operare coerentemente con
gli obiettivi e le regole comunitarie. In questa prospettiva il sistema permanente di
informazione e sorveglianza europeo EIONET, coordinato dalla Agenzia Europea per
l'Ambiente costituisce un riferimento necessario .
ONU, UNEP, OCSE
Convenzioni internazionali
(Clima globale, Convenzione di Barcellona, ecc…)
ecc…)
EEA, EUROSTAT, CE, ….
Direttive
(Acque per la vita dei pesci, ecc…)
ecc…)
ANPA, ARPA, CTN, …
Leggi, decreti
(Rifiuti, T.U. acque, ecc…)
ecc…)
Figura 5 - Contesti territoriali, oggetti e soggetti delle conoscenze ambientali.
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
179
4. IL QUADRO ISTITUZIONALE ITALIANO
La normativa attualmente in vigore, le convenzioni internazionali sottoscritte
dall'Italia, i circa 200 riferimenti normativi elaborati dalla UE e la conseguente
legislazione derivata a livello nazionale e regionale, hanno determinato una
situazione molto complessa per quanto attiene alla tipologia dei controlli richiesti e
alle competenze dei diversi soggetti coinvolti.
Questo imponente corpus di leggi, regolamenti, decisioni, protocolli e normative
tecniche di riferimento, pur avendo consentito il raggiungimento di risultati (più
rilevanti in altri paesi della Comunità ma meno significativi a livello nazionale) nel
contenimento dei fenomeni di inquinamento non ha tuttavia contrastato un
progressivo deterioramento dello stato dell'ambiente nel suo complesso e a tutti i
livelli, fino alla scala dell’ecosistema globale (clima, ozono).
Contemporaneamente la proliferazione di strumenti normativi, spesso determinata
dall’urgenza di dover fornire risposte a situazioni di emergenza e di crisi ambientali,
ha prodotto un forma di inquinamento normativo che rende difficile l’ottemperanza
specie da parte delle imprese provocando incertezze alla gestione e oneri organizzativi
e finanziari a volte insostenibili.
Ciò ha determinato, sia a livello comunitario che nazionale, la tendenza a
ristrutturare il corpo normativo mediante norme unificanti di riferimento che
semplifichino e impostino in modo più efficace la legislazione ambientale: la legge
61/94, il D.L.gs 22/97 sui rifiuti, la IPPC, la direttiva europea sulle risorse idriche
(WFR: water framework directive) e l'analoga norma italiana sulla tutela delle acque
(D.L.gs 152/99).
Queste innovazioni normative impatteranno, a livello nazionale, sull'insieme dei
soggetti titolari delle azioni di controllo che si presenta nel suo complesso scarsamente
integrato, fortemente disomogeneo territorialmente, estremamente complesso e spesso
inefficace in particolare per quanto riguarda la capacità di convogliare a livello
regionale e centrale (governo, ANPA, ISTAT,...) e quindi comunitario, un flusso
adeguato, aggiornato e significativo di informazioni necessarie alla conoscenza dello
stato dell'ambiente e alla impostazione, verifica e adeguamento delle politiche
ambientali. Ciò ha determinato numerosi casi di avvio delle procedure di infrazione
da parte della CE nei confronti dell’Italia anche in situazioni in cui erano disponibili i
dati e gli adempimenti richiesti ma sconosciuti a livello centrale e comunitario.
Parimenti le nostre strutture di monitoraggio-controllo stentano ad avere un
“ritorno” dei flussi di informazione per migliorare le proprie capacità operative e la
propria azione programmatoria.
Nel contempo il quadro italiano, che a livello organizzativo corrisponde a un
modello a legami deboli, coesiste all’interno di una elevata densità di strutture
tecniche che producono una consistente quantità di dati (disponibili presso soggetti
pubblici e privati) che però stentano ad emergere in modo organico e finalizzato, e a
tradursi in informazioni. La situazione risulta quindi largamente insoddisfacente.
180
Roberto Caracciolo
Il Sistema delle Agenzie non esaurisce di certo il complesso dei soggetti titolari o
comunque interessati a una qualche funzione di controllo. Sono titolari di specifiche
competenze i Servizi tecnici nazionali, il CNR., l’ICRAM, la Marina, il Servizio
sanitario nazionale per le materie attinenti all'igiene e alla sanità pubblica, i PMP e i
Laboratori di igiene e profilassi che non ancora divengono Agenzie, i Dipartimenti di
prevenzione delle USL, le Autorità e i Consorzi di bacino, i Gestori dei servizi idrici
integrati, i Consorzi di bonifica, gli Istituti Zooprofilattici, i Laboratori di zoologia
medica o Agro-forestali, nonché laboratori pubblici e privati abilitati dalle autorità
ministeriali, le Province e i Comuni , i titolari delle autorizzazioni di scarico.
Nelle Aree Naturali protette i compiti di controllo sono individuati in prima
istanza, negli Organismi di Gestione e nelle direzioni degli Enti parco che si
avvalgono di un proprio corpo ispettivo e della Guardia Forestale.
Per gli aspetti di verifiche ispettive/amministrative operano altresì i nuclei dei
Carabinieri NOE e NAS, i corpi della Guardia di Finanza e della Guardia Forestale e,
spesso, le guardie ecologiche provinciali.
L'insieme delle considerazioni svolte delinea una situazione che, pure nella sua
complessa e dinamica realtà, presenta notevoli potenzialità e opportunità per avviare
un processo di riorganizzazione che produca un sistema nazionale dei controlli efficace
e coerente con i nuovi orientamenti normativi e metodologici e, soprattutto, con i
nuovi bisogni ecologici del territorio.
Presupposto indispensabile per l’avvio di tale processo è rappresentato dalla
capacità di integrazione e dialogo in un sistema coerente: ovvero nella costituzione di
una rete di soggetti con funzioni e competenze chiaramente definite, negli obiettivi e
nei limiti, e condivise che operino sinergicamente per il conseguimento e la verifica ,
nel campo dei controlli, degli obiettivi delle politiche ambientali assunti a livello
locale, nazionale, comunitario e internazionale.
5. GLI ELEMENTI DI BASE DEL SISTEMA DI MONITORAGGIOCONTROLLO
5.1 DECLARATORIE
Prima di entrare nel merito degli elementi costitutivi del sistema, sembra
opportuno definire, attraverso specifiche declaratorie, le diverse forme che
contribuiscono alla funzione di monitoraggio-controllo. Ciò al fine di ridurre i possibili
rischi di equivoci interpretativi nella definizione dell’articolazione e organizzazione
funzionale delle diverse componenti del Sistema.
Questa esigenza risponde anche ad una necessità di chiarezza derivante dalle
funzioni e obiettivi dei controlli ambientali che necessitano del ricorso a un vasto e
differenziato insieme di metodologie e conoscenze in un quadro di complessa
multidisciplinarietà.
In tal senso, innanzi tutto va distinta l’accezione di controllo, di origine
anglosassone, intesa come azione finalizzata a limitare le dimensioni di un
determinato fenomeno (emissioni, inquinamento,ecc.), da quella intesa come azione di
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
181
riscontro delle dimensioni del fenomeno e dell’osservanza a determinate limitazioni /
prescrizioni ( più propriamente di tipo “ispettivo” finalizzato alla verifica).
Inoltre devono essere distinte le azioni di controllo di natura amministrativa che si
esercitano su base documentale (atti amministrativi, auditing, certificazioni, ecc.) da
quelle di tipo tecnico che si esercitano su dati risultanti da misure (valori di emissioni,
parametri rilevati su scarichi, concentrazioni in aria, ecc.).
Un’azione fondamentale comunemente ricondotta sotto il generico termine di
“controllo” è la sorveglianza ambientale che, nei vari comparti viene effettuata spesso
attraverso i monitoraggi.
Tale azione, anche se non imposta da leggi finalizzate alla verifica di limiti o
obiettivi prefissati, è comunque essenziale per la conoscenza dello stato dell’ambiente.
In definitiva, i controlli sia tecnici che di tipo amministrativo e di monitoraggio
rispondono sostanzialmente a categorie che, pur distinte per finalità e strumenti,
rientrano, insieme e in maniera integrata, nel concetto di controllo / conoscenza.
Per controllo / conoscenza si intende l'insieme delle azioni conoscitive tese a
verificare il conseguimento di obiettivi fissati.
Il controllo / conoscenza si articola in :
controlli ambientali finalizzati a verificare lo stato di qualità delle componenti
ecosistemiche;
controlli ispettivi finalizzati a verificare l’ottemperanza a limiti fissati per le
sorgenti di impatto (emissioni, scarichi, rifiuti);
controlli amministrativi finalizzati a verificare l’esistenza di tute le autorizzazioni,
dei registri e delle conformità tra le prescrizioni autorizzatorie e le tipologie
impiantistiche e gestionali.
I controlli ambientali e i controlli ispettivi forniscono nel loro insieme la conoscenza
e la misura delle alterazioni dello stato e il livello delle pressioni riferite sia allo
spazio che al tempo.
Essi forniscono gli elementi conoscitivi di base e consentono la comprensione e la
verifica delle relazioni di cause e effetti. Vengono effettuati sia a livello puntuale che
nell'ambito di un sito o area significativa e riguardano valori istantanei o integrati di
singoli parametri indicativi chimici, fisici o biologici, e indici di qualità.
Il controllo / limitazione si attua mediante un l'insieme di provvedimenti (leggi,
norme tecniche, piani, prescrizioni, ecc.) al fine di limitare i livelli di inquinamento
presenti nell'ecosistema.
L'attribuzione dei fenomeni osservati alle "driving forces" (cause generatrici
primarie derivanti dalle attività umane) operanti sul sito o area in esame, la verifica
dei modelli conoscitivi in uso e il riscontro dei trend evolutivi in relazione agli obiettivi
di tutela e di risanamento assunti nelle politiche ambientali, è la base per l'efficace
esercizio del controllo limitazione che riguarda tipicamente la fissazione di obiettivi di
qualità, dei limiti alle emissioni, di interventi strutturali, attraverso interventi
normativi e prescrittivi.
182
Roberto Caracciolo
L'insieme dei controlli / conoscenza e dei controlli / limitazione costituisce un
sistema finalizzato alla pianificazione e verifica delle politiche ambientali.
Sulla base delle declaratorie suddette, la funzione di controllo limitazione che viene
orienta dal controllo/conoscenza, attiene principalmente alla sfera di competenza degli
organi di governo. Viceversa il Sistema nazionale dei controlli di cui vengono tracciati
gli elementi di base, deve intendersi centrato essenzialmente sul controllo ambientale
e sul controllo ispettivo, cioè è tipicamente un sistema di controllo / conoscenza.
5.2 GLI OGGETTI E LE FUNZIONI DEI CONTROLLI
La rilevanza delle implicazioni socio-economiche connesse con la elaborazione di
una efficace politica di tutela e risanamento ambientale richiede una definizione
chiara degli oggetti su cui attuare il controllo per conseguire un elevato livello di
protezione dell’ambiente nel suo complesso che sia politicamente, tecnicamente e
finanziariamente possibile.
La normativa sulla valutazione dell'impatto ambientale (DPCM 27 dicembre 1988)
e la filosofia alla base del vigente "Programma politico e di azione della Comunità
europea a favore dell'ambiente e di uno sviluppo sostenibile" (GUCE NC 138 del
17/5/1993) individuano 9 componenti ambientali delle quali è necessario definire il
livello di qualità esistente e gli obiettivi di qualità :
ambiente idrico con riferimento all'acqua come ambiente fisico, ecosistemi acquatici
e come risorsa;
atmosfera: aspetti meteoclimatici e qualità dell'aria;
suolo e sottosuolo: aspetti geologici, geomorfologici e pedologici e risorsa non
rinnovabile;
vegetazione, flora e fauna: specie protette, minacciate, autoctonie,endemismi,
ecotipi e equilibri naturali;
ecosistema: habitat e aspetti strutturali;
paesaggio: aspetti estetici, socio-culturali e storico-testimoniali;
rumore e vibrazioni;
salute pubblica (che si cita per completezza ma che non riguarda il sistema in
discussione ma il sistema sanitario nazionale);
radiazioni ionizzanti e non.
Su tali componenti, con le limitazioni del punto 8, si devono esercitare le funzioni di
monitoraggio-controllo per la valutazione dello stato di qualità, delle pressioni e degli
impatti.
Per ognuna di tali componenti e per gli effetti dovuti a pressioni antropiche ma
anche a cause naturali, un sistema di controllo a regime dovrà rispondere alle
funzioni e obiettivi già indicati:
la conoscenza dello stato: elaborazione e verifica di bilanci e modelli interpretativi
della dinamica evolutiva dei fenomeni e delle interconnessione tra componenti
diverse, definizione di standard di riferimento;
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
183
prevenzione e indirizzo: fissazione e verifica degli obiettivi di qualità, normativa
(accordi internazionali, legislazione, guide e norme tecniche), metodologie, tecnologie;
vigilanza e riscontro: auditing, reporting, ispezioni e verifiche;
informazione al pubblico ed educazione ambientale.
5.3 GLI STRUMENTI DI BASE
Le funzioni del sistema di controllo si esplicano utilizzando un adeguato ed efficace
insieme di strumenti di base sia di natura operativa che conoscitiva. Si possono
indicare tra gli strumenti necessari:
Strumenti operativi:
a) reti di monitoraggio: generaliste, tematiche e locali
Le reti devono consentire la sistematica e periodica raccolta di informazioni
significative sui parametri e gli indici chimici, fisici e biologici di interesse generale o
per specifici tematismi (per esempio: i corpi idrici superficiali; la qualità dell’aria in
aree urbane). L'articolazione delle reti deve essere pianificata a partire da un
realistico censimento dell'esistente in modo da consentire, a costi accettabili, una
efficace copertura territoriale e un adeguato livello di integrazione.
b) le strutture laboratoristiche: laboratori a competenza territoriale, laboratori
specialistici, centri di riferimento tematico
Costituiscono, congiuntamente con le reti, lo "hardware" del sistema.
L’individuazione di un insieme di laboratori e del loro ruolo specifico, funzioni generali
di controllo o funzioni specialistiche e tematiche, è ritenuta una esigenza essenziale
per contenere i costi di funzionamento dell’intero sistema.
Un ruolo strutturale rilevante deve essere assegnato ai centri nazionali di
riferimento tematici con il mandato di elaborare le regole e le metodiche comuni, le
guide tecniche e di rappresentare lo stato delle conoscenze specialistiche. Essi,
coinvolgendo strutture esperte delle Agenzie regionali e provinciali, enti e istituti
specialistici potranno garantire la massima diffusione del know-how e la massima
condivisione delle regole operative.
Questi obiettivi possono essere conseguiti nel rispetto delle compatibilità delle
risorse e dei mezzi finanziari, governando, in un quadro coordinato e concordato, la
prevedibile tendenza, specie a livello dei più organizzati ed efficienti soggetti titolari
di funzioni di controllo, a eccedere nelle dotazioni di apparecchiature e strumentazioni
avanzate e costose. Una adeguata copertura territoriale dovrà essere coniugata con la
funzionalità e il grado di utilizzo delle risorse strumentali.
c) indagini e campagne
Rispondono alle esigenze di approfondire e verificare con approccio selettivo e
mirato la validità e completezza delle informazioni e delle conoscenze, di provare i
modelli interpretativi e funzionali e, in riposta a specifici indicatori "spia", prevenire
emergenze e fenomeni critici.
d) metodologie analitiche
La complessità raggiunta dai fenomeni di degrado e l’enorme quantitativo di
molecole di sintesi (e loro derivati o ricombinanti), xenobiotiche, biocide, mutageniche,
rendono necessario un approccio integrato anche nelle metodologie analitiche. La
continua evoluzione degli standard di qualità ambientali dovuta all’approfondimento
degli studi tossicologici ed ecotossicologici e dei fenomeni ambientali, richiede
l’adeguamento periodico e sistematico delle metodologie analitiche.
184
Roberto Caracciolo
Strumenti conoscitivi:
a) gli usi del territorio
La conoscenza del territorio, natura, usi, fattori di pressione, zone protette, ecc.
e la definizione di siti e aree significative, il censimento di eventuali "hot points", per
tutti i comparti ambientali, è condizione preliminare e essenziale ai fini della
pianificazione e attuazione dei controlli. Tra le componenti principali di questo
strumento vanno segnalate le cartografie tematiche.
b)
gli indici e gli indicatori di qualità, di pressione e risposta
Il ridimensionamento dell'approccio tabellare ai controlli si riflette nella
tendenza a utilizzare indici e indicatori significativi per lo stato, le pressioni e gli
impatti. Sempre maggior interesse suscitano gli indicatori e gli indici biologici per la
loro capacità di rappresentare e memorizzare in modo integrato effetti plurimi e di
accumulo. L'uso di tali indici, completato dall’uso di test ecotossicologici e da
parametri chimico-fisici, fornisce una quadro globale ma anche di dettaglio dei
fenomeni sotto osservazione nello specifico ecosistema.
c) i criteri di classificazione specifici ai comparti
La pianificazione degli interventi di tutela e ripristino in funzione di obiettivi
di qualità e della sostenibilità, e la verifica dei trend verso tali obiettivi, comporta lo
sviluppo di metodologie di classificazione che debbono garantire la significativa e la
comparabilità dei dati e delle informazioni nell'ambito delle ecoregioni e degli ecotipi
specifici di un dato territorio. Queste sono condizione essenziali al fine della
ottimizzazione degli interventi in di costi-benefici .
d) lo studio delle relazioni di causa e effetto
E’ una attività conoscitiva che completa l'elaborazione delle informazioni
prodotte dai controlli e verifica la validità degli strumenti disponibili nel contempo
alimentando il sistema comune della conoscenza ambientale. Questo strumento
consente inoltre, a fronte degli obiettivi di qualità fissati, di confermare o rimodulare
gli interventi di tutela e miglioramento della qualità dell’ecosistema.
5.4 METODI E PROCEDURE
Un presupposto prioritario per la realizzazione di un efficace sistema di
monitoraggio-controllo è costituito dalla disponibilità di metodi e procedure omogenei
e condivisi da tutti i soggetti competenti, che garantiscano la qualità e comparabilità
dei dati e la significatività delle informazioni che costituiscono elementi di base dei
processi decisionali. Per garantire queste condizioni e favorire l'accettazione e il
ricorso ai metodi e alle procedure individuate, è opportuno che la loro predisposizione
non sia, in principio, delegata a un organismo specifico ma risulti da una elaborazione
diffusa e condivisa.
Si tratta quindi di elaborare e programmare, in materia di controlli:
a) linee guida e guide tecniche
Esse riguarderanno un complesso di materie relative ai campionamenti, alle
analisi, ai metodi di elaborazione dei dati e di classificazione ma anche alle procedure
di acquisizione e diffusione delle informazioni e risultati. Pur ritenendo opportuno
individuare un organismo che svolga attività di coordinamento e indirizzo in materia,
la complessità e diversità dei problemi da affrontare fa supporre che questi prodotti
alla base della operatività del sistema siano frutto di un insieme diversificato di
soggetti competenti. In questo ambito si è già sottolineato il ruolo sostanziale del
Centri tematici nazionali.
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
185
b) campagne di intercalibrazione
Devono consentire la verifica della significatività e comparabilità dei risultati e
rappresentare test dell'efficacia degli strumenti analitici messi in campo. La
periodicità di queste campagne deve garantire la qualità tecnica del sistema dei
controlli.
c) protocolli
Devono fornire chiare indicazioni sulle modalità di esecuzione dei controlli sia
ambientali che ispettivi, favorendo sia la qualità che l’efficacia delle attività.
Contemporaneamente è opportuno prevedere procedure che evitino sia interventi
multipli e ripetuti su uno stesso soggetto derivanti da autonome iniziative dei titolari
della funzione di controllo (coordinamento) che un eccesso di riscontri parametrici o
documentali (semplificazione).
Il primo aspetto presuppone un chiarimento dei ruoli operativi, anche
gerarchicamente organizzati, nelle funzioni di controllo di cui attualmente sono
titolari una miriade di soggetti. Ciò comporta una approfondita analisi delle
normative in essere e una verifica dei suoi possibili sviluppi.
Per il secondo aspetto un approccio significativo potrà essere la verifica degli
obiettivi di qualità per un ecosistema o un sito effettuata secondo una logica di albero
degli eventi, nel senso di far riferimento a più tabelle di riscontri, e solo se si
verificano determinate condizioni, le verifiche sono effettuate su tutte le tabelle.
d) i sistemi qualità (qualità dei dati; unità operative; centri di eccellenza)
La cultura della qualità nel campo dei controlli ambientali è quasi inesistente a
livello nazionale e l'occasione offerta dalla necessità di attivare un sistema nazionale
dei controlli è provvidenziale per recuperare tale ritardo. Si ritiene che il
conseguimento di questo risultato, la realizzazione cioè di un sistema qualità nel
campo dei controlli che interessi i prodotti e le strutture, incontrerà molte difficoltà
ma rappresenta uno degli elementi più qualificanti della proposta in discussione.
La qualità in campo ambientale è essenziale non solo nell’ambito del sistema di
conoscenza dell’ambiente ma fondamentale per la competitività del sistema produttivo
sugli scenari internazionali.
e) workshop e seminari tematici
Rappresentano il momento della comunicazione, della verifica del sistema nella sua
globalità, della trasparenza e fruibilità dei risultati conseguiti. Come per le campagne
di intercalibrazione tra strutture operative la periodicità di queste iniziative è
necessaria per la creazione di un patrimonio comune di conoscenze.
f) centri e scuole di formazione
La complessità dei fenomeni esaminati, l'evoluzione tecnico scientifica e delle
normative, richiedono un forte investimento culturale e finanziario nella formazione e
aggiornamento del personale specialistico sulle metodiche, sul quadro delle
conoscenze e sugli obiettivi. Il controllo dell'ambiente non può essere efficace se i suoi
obiettivi e strumenti non sono patrimonio culturale sentito e condiviso del personale
addetto e più in generale del cittadino.
La formazione deve inoltre rappresentare un indirizzo e un sostegno ai processi di
promozione di nuove professionalità.
5.5 LA PIANIFICAZIONE
Al fine di realizzare un controllo efficace ed efficiente sia in termini di
significatività e qualità dei dati sia dal punto di vista dei costi-benefici (minimizzare
duplicazioni, massimizzare la fruibilità dei risultati) i controlli ispettivi e quelli
186
Roberto Caracciolo
ambientali (monitoraggi) devono rispondere contemporaneamente ai criteri di una
pianificazione spazio-temporale.
Essi quindi riguardano "bacini" significativi del comparto in esame (bacino idrico,
sistema lagunare, polo industriale, bacino portuale, insediamento civile, .....) e sono
organizzati temporalmente sulla base di un programma o piano operativo concordato
tra i soggetti interessati.
La pianificazione delle singole azioni deve scaturire prioritariamente da un’efficace
caratterizzazione dei comparti territoriali in relazione sia alle attività antropiche che
al dimensionamento quali-quantitativo delle componenti ecosistemiche. Ad esempio
per il controllo della qualità di un corpo idrico, devono essere prioritariamente
determinate le condizioni quali-quantitative di tutte le componenti del bacino
idrografico di interesse (qualità delle acque, portata, ecc.) e delle pressioni antropiche
presenti (qualificazione degli scarichi, dimensionamento dell’uso di fitofarmaci, ecc.).
In base all’esito di questa indagine vengono fissati i punti di campionamento
nonché le frequenze temporali di misura di parametri di qualità e viene programmata
l’azione ispettiva sulle sorgenti di impatto.
Attività ispettive ulteriori possono essere attuate in relazione a specifiche
segnalatori di indicatori spia, monitorati sia attraverso reti in continuo che con
campagne periodiche di riscontro.
Sono parti integranti della pianificazione le azioni di elaborazione delle
informazione e della immissione delle stesse in una rete articolata, dal livello locale a
quello nazionale, di comunicazione e informazione.
Per conseguire questi obiettivi è necessario che tra i soggetti titolari delle funzioni
di controllo si vengano a realizzare due condizioni fondamentali:
una articolazione e integrazione territoriale a più livelli (dal bacino o distretto al
livello nazionale), quindi una rete di relazioni in cui i ruoli dei singoli soggetti siano
chiaramente definiti (competenze, limiti territoriale e referenti);
la definizione e la condivisione delle regole e degli strumenti di controllo.
Il Sistema delle Agenzie ambientali rappresenta un riferimento fondamentale per
garantire queste condizioni e riferire le iniziative di pianificazione in un quadro certo
di soggetti e di relazioni funzionali, fortemente integrato con le strutture operanti a
livello comunitario.
6. I SOGGETTI DELLE ATTIVITÀ DI MONITORAGGIO-CONTROLLO
Anche se come ricordato i soggetti chiamati a svolgere attività direttamente o
indirettamente collegate a funzioni di controllo sono numerosi ed operano a tutti i
livelli territoriali, è evidente che con la legge n. 61/94 la responsabilità primaria di
questa attività risiede nel sistema agenziale, costituito da ANPA , ARPA e APPA.
A tale sistema, infatti, è sicuramente attribuita la responsabilità dell’ azione
conoscitiva su quegli elementi dello schema di figura 2 riconducibili a qualità delle
componenti ambientali, principali pressioni esercitate su queste ultime e in parte a
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
187
componenti di impatto. Altri soggetti devono contribuire al sistema soprattutto con
dati di contorno, quali gli usi del territorio (driving forces).
All’interno del sistema agenziale, il combinato disposto di legge n. 61/94 e DPR
4/6/97 n. 335 fornisce un quadro abbastanza esaustivo delle attribuzioni di strutture
centrali e regionali.
In particolare, le Agenzie regionali svolgono, oltre a tutte le attività tecnicoscientifiche per la protezione dell’ambiente (art. 01, legge 61) di interesse regionale,
tutte le funzioni operative sul territorio per il controllo ambientale e ispettivo.
In tal senso sono dotate di strutture tecniche laboratoristiche, gestiscono reti di
monitoraggio, svolgono campagne di misura, ecc.
L'ANPA e l'insieme delle Agenzie regionali e delle province autonome (ARPAAPPA) sono identificate dal legislatore come i soggetti primari per l’attuazione dei
controlli ambientali. In particolare, le ARPA e le APPA hanno compiti operativi per
l’esercizio di tali funzioni sul territorio.
L'ANPA, ai sensi dell'articolo 1 lettera b della legge n. 61/94, svolge "attività di
indirizzo e coordinamento tecnico nei confronti delle agenzie regionali allo scopo di
rendere omogenee sul piano nazionale le metodologie operative per l'esercizio delle
competenze ad esse spettanti".
Le modalità di attuazione di questa funzione sono esplicitate all’art. 7 del citato
DRP concernente il Regolamento dell’ANPA.
In particolare è stabilito che:
1. Le attività di indirizzo e coordinamento tecnico nei confronti delle agenzie
regionali concernono:
a) l’adozione di criteri di normalizzazione e di intercalibrazione delle misure in
campo ambientale per la validazione dei dati;
b) l’elaborazione di metodologie per le attività di raccolta e di validazione dei dati
e per la realizzazione di reti di monitoraggio in applicazione della normativa vigente;
c) l’elaborazione e la diffusione di criteri, metodi e linee guida per le attività di
controllo e protezione ambientale.
2. Le attività di cui al comma 1 sono svolte d’intesa con le regioni e le province
autonome per quanto riguarda le materie rientranti nella loro diretta competenza e
possono essere svolte in collaborazione con le agenzie regionali e delle province
autonome, anche attraverso gli strumenti previsti all’art. 10, comma 4.
3. Per il più efficace espletamento delle proprie funzioni sull’intero territorio
nazionale, l’ANPA può stipulare, ai sensi dell’art. 1, comma 3, e dell’art. 03, comma 5,
del decreto legge 4 dicembre 1993, n. 496, convertito, con modificazioni, dalla legge 21
gennaio 1994, n. 61, con le regioni e le province autonome apposite convenzioni che
prevedono la specializzazione di strutture tecniche delle agenzie regionali e delle
province autonome, l’assistenza tecnica alle agenzie medesime, ovvero il supporto
tecnico delle stesse agenzie all’ANPA.
188
Roberto Caracciolo
Come si evince dalle disposizioni sopra riportate, il legislatore evidenzia tre aspetti
fondamentali delle azioni di controllo e di coordinamento:
la necessità di conoscenza,
la necessità di rendere omogenei attività e prodotti,
la necessità di specializzare strutture all’interno del sistema.
Questi elementi sono alla base della presente proposta di sistema dei controlli, che
integra con una analoga elaborazione relativa al sistema nazionale di osservazione e
informazione in campo ambientale. Quest’ultimo in particolare è stato elaborato
assumendo come riferimento il sistema comunitario centrato sulle funzioni
dell’Agenzia Europea per l’Ambiente.
L'esigenza di indirizzi generali atti ad assicurare uniformità di obiettivi per tutto il
territorio nazionale, rimandando a strumenti normativi più agili (norme tecniche) le
attuazioni tecniche di maggior dettaglio, risponde alla complessità delle questioni
ambientali e alla diversificazione delle situazioni rinvenibili sul territorio nazionale.
L'evoluzione in senso federalista della struttura dello Stato, richiede garanzie di
uniformità di indirizzi nella definizioni di ruoli e competenze (controllore/controllato)
e confrontabilità dei risultati prodotti dal sistema dei controlli a livello locale per
garantire il monitoraggio dell'ambiente a livello nazionale.
L'inserimento dell'ANPA nel sistema statistico nazionale individua per l'agenzia un
ruolo fondamentale nella acquisizione, elaborazione e diffusione delle informazioni
ambientali e della conoscenza dello stato dell'ambiente.
Analogamente appare di rilevante importante la funzione di coordinamento e
indirizzo nella emanazione della documentazione tecnica di riferimento (guide, norme
e manuali) per lo svolgimento delle funzioni di controllo.
Per lo svolgimento dei suoi compiti l'Agenzia si avvale della collaborazione organica
dei centri e istituti nazionali di eccellenza (ENEA, ISS, CNR-IRSA, ISPEL, ISTAT)
tramite gli strumenti delle convenzioni.
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
189
SIGLE E ACRONIMI
ANPA
APPA
ARPA
CE
CNR
CTN
EEA
EIONET
ENEA
EUROSTAT
ICRAM
IRSA
ISS
ISTAT
NAS
NOE
OCSE
PMP
UE
UNEP
USL
Agenzia nazionale per la protezione dell’ambiente
Agenzia provinciale per la protezione dell’ambiente
Agenzia regionale per la protezione dell’ambiente
Commissione europea
Consiglio nazionale delle ricerche
Centro tematico nazionale
Environmental european agency
Environment Information and observation network
Ente nazionale per le nuove tecnologie, l’energia e l’ambiente
Statistical office of the european communities
Istituto centrale per la ricerca scientifica e tecnologica
applicata al mare
Istituto di Ricerca sulle Acque
Istituto superiore della sanità
Istituto nazionale di statistica
Nucleo antisofisticazioni Carabinieri
Nucleo operativo ecologico Carabinieri
Organizzazione per la cooperazione e lo sviluppo economico
Presidi multizonali di prevenzione
Unione europea
United Nation Environment Program
Unità sanitaria locale
190
Roberto Caracciolo
BIBLIOGRAFIA SU MONITORAGGIO E REPORTING DELLO STATO
DELL’AMBIENTE
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Action Programme, Copenhagen, 1995
European Environment Agency: Europe’s Environment - The Dobris Assessment,
Copenhagen, 1995
European Environment Agency- Technical Report 1996/1: Guidelines for Data
Collection for the Dobris+3 Report, Copenhagen 1996
European Environment Agency: Europe’s Environment: The Second Assessment,
Copenhagen, 1998
European Environment Agency: Guidelines for Data Collection and Processing - EU
State of Environment Report, Copenhagen, 1998
European Environment Agency: Environment in the European Union at the turn of
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European Environment Agency - Environmental Issues Series No. 2: Climate Change
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European Environment Agency: Air Pollution in Europe 1997, Copenhagen, 1997
European Environment Agency - New Year Message 1997 and United Nations
Environment Programme: Water Stress in Europe - can the challenge be met?,
1997
European Environment Agency - Topic report n. 1 (IW): Requirements for water
monitoring, Copenhagen, 1996
European Environment Agency - Topic report n. 2 (IW): Surface water quality
monitoring, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 3 (IW): Surface water quantity
monitoring, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 4 (IW): Water quality of large rivers,
Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 10 (IW): European Freshwater
Monitoring: Network Design, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 11 (IW): European Freshwater
Monitoring: Summary of Network Design, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 14 (IW): Groundwater Monitoring in
Europe, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 15 (IW): Water Resources Problems
in Southern Europe, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 16 (IW): International Water
databases, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 17 (AQ): Requirements on European
Air Quality Monitoring Information, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 18 (AQ): Review on Requirements for
Models and Model Applications, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 19 (AQ): Ambient Air Quality,
Polluttant Dispersion And Transport Models, Copenhagen 1997
European Environment Agency - Topic report n. 25 (AQ): Air Quality in Europe, 1993A pilot report, Copenhagen 1997
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
191
European Environment Agency - Topic report n. 26 (AQ): Air pollution monitoring in
Europe -Problems and Trends, Copenhagen 1997
European Environment Agency - Topic report n. 6 (AE): Review of CORINAIR90 and
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European Environment Agency - Topic report n. 7 (AE): CORINAIR 1990 Summary
Report 1, Copenhagen 1996
European Environment Agency - Topic report n. 8 (AE): CORINAIR 1990 Summary
Report 2, Copenhagen 1997
European Environment Agency - Topic report n. 12 (AE): Recommendations for
Revised Data System for Air Emission Inventories, Copenhagen 1997
European Environment Agency - Topic report n. 20 (AE): CORINAIR 1990 Summary
Report 3, Copenhagen 1997
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Biological Diversity Follow-up in EEA Member Countries 1996, Copenhagen
1997
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Habitats and Sites: Survey and Analysis 1995-96, Copenhagen 1997
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EUROSTAT: Europe’s Environment: Statistical Compendium for the Second
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EUROSTAT: Pilot Studies on Waste Statistics: Test of Methodology Using the
European Waste Catalogue, Lussemburgo 1998
EUROSTAT: Eurostat’s Methodology Sheets, Lussemburgo 1998
192
Roberto Caracciolo
EUROSTAT: I. Öhman - M. Ronconi: Progetti e attività di EUROSTAT per lo sviluppo
delle statistiche ambientali a livello europeo (Seconda Conferenza nazionale
delle Agenzie ambientali - Firenze, 24-25 marzo 1998 – Seminario Gli strumenti
di conoscenza dell’ambiente per le politiche di sostenibilità)
EUROSTAT: Towards environmental pressure indicators for the EU - First edition
1999, Lussemburgo 1999
ISTAT: Statistica forestale 1948-49, Roma 1950
ISTAT: Annuario di statistica forestale 1960, Roma 1961
ISTAT: Annuario di statistica forestale 1970, Roma 1971
ISTAT: Annuario di statistica forestale 1980, Roma 1981
ISTAT: Statistiche ambientali, Roma 1984
ISTAT: 13° Censimento Generale della popolazione e delle abitazioni - 20 ottobre
1991: Popolazione e abitazioni
ISTAT: 7° Censimento Generale dell’industria e dei servizi - 20 ottobre 1991: imprese,
istituzioni e unità locali
ISTAT: 4° Censimento Generale dell’agricoltura: 21 ottobre 1990: Caratteristiche
strutturali delle aziende agricole
ISTAT: Statistiche ambientali, Roma 1991
ISTAT: Statistiche forestali 1990, Roma 1993
ISTAT: Statistiche ambientali, Roma 1993
ISTAT: Settore agricoltura - Coltivazioni agricole e foreste: anni 1995-1996
ISTAT: Settore agricoltura - Statistiche sulla pesca, caccia e zootecnia: anno 1996
ISTAT: Ambiente e territorio - Statistiche ambientali, Roma 1996
ISTAT: Ambiente e territorio - Statistiche ambientali, Roma 1998
ISTAT: Settore turismo: statistiche del turismo
ISTAT: Conoscere l’Italia, 1997
ISTAT: Annuario statistico italiano 1997
ISTAT: Agricoltura: statistiche dell’agricoltura anno 1995, Roma 1998
ISTAT: Annuario statistico italiano 1998
ISTAT: Agricoltura: statistiche dell’agricoltura anno 1996, Roma 1999
ISTAT: Annuario statistico italiano 1999
ANPA: Sistema nazionale dei controlli in campo ambientale. Requisiti e criteri di
realizzazione - Serie Documenti 2/98
ANPA: Sistema nazionale di osservazione e informazione in campo ambientale.
Requisiti e criteri di realizzazione - Serie Documenti 3/98
ANPA: L’impatto ambientale dei prodotti fitosanitari - Serie Documenti 4/98
ANPA: FORECO: Countermeasures applied in forest ecosystems and their secondary
effects. A review of literature - Serie Documenti 6/98
ANPA: Cleaner Production in the Mediterranean Region, Serie Documenti 7/99
ANPA: Le principali metodiche di campionamento e analisi del particellato in
sospensione in ambienti acquatici: rassegna bibliografica, Serie Documenti 9/99
ANPA: Il rischio in Italia da sostanze inorganiche. Fondo naturale incontaminato e
contaminato, Serie Documenti 1/99
ANPA: Quaderno di informazione sulla legge quadro 447/95 e decreti attuativi, Serie
Quaderni 2/98
ANPA: Prima Conferenza Nazionale delle Agenzie Ambientali. Torino 10-12 marzo
1997. Atti., Serie Atti 1/98
ANPA: Risk Assessment and Risk Management of Contaminated Sites in Europe,
Serie Atti 1/99
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
193
ANPA: Atti del “Workshop”: “Biomonitoraggio della qualità dell’aria sul territorio
nazionale”. Roma, 26-27 novembre 1998., Serie Atti 2/99
ANPA: Seconda Conferenza Nazionale delle Agenzie Ambientali. Firenze, 23-24
marzo 1998. Atti., Serie Atti 3/99
ANPA: Linee guida per l’elaborazione di piani comunali di risanamento acustico, Serie
Linee guida 1/98
ANPA: Il sistema ANPA di contabilità dei rifiuti. Prime elaborazioni dei dati., Serie
Stato Ambiente 1/98
ANPA: Reti nazionali di sorveglianza della radioattività ambientale in Italia: 1993,
Serie Stato Ambiente 2/98
ANPA: Reti nazionali di sorveglianza della radioattività ambientale in Italia: 1994 –
1997. Serie Stato Ambiente 3/99
ANPA (in collaborazione con il Ministero dell’ambiente): Acque idonee alla vita dei
pesci. Attuazione del decreto legislativo 25 gennaio 1992 n. 130, Serie Stato
Ambiente 4/99
ANPA (in collaborazione con Ministero dell’ambiente): Acque idonee alla
molluschicoltura. Attuazione del decreto legislativo 131/92, Serie Stato
Ambiente 5/99
ANPA: Emissioni in atmosfera e qualità dell’aria in Italia, Serie Stato Ambiente 6/99
ANPA: Il monitoraggio dello stato dell’ambiente in Italia, Serie Stato Ambiente 7/2000
ANPA: La radioattività ambientale sulle coste delle regioni Basilicata e Calabria.
Maggio-giugno 1997
ANPA: SEMINAT: Long-term dynamics of radionuclides in semi-natural
environments: derivation of parameters and modelling. Mid-Term Report 19961997
ANPA: Giornata di studio: “Osservatorio Acustico Nazionale Informatizzato”, Serie
Noise. Dicembre 1998
ANPA: SOIR Parte II: Programma attuativo WIS per il Catasto dei rifiuti. Dicembre
1998
ANPA: Secondo rapporto sui rifiuti urbani e sugli imballaggi e rifiuti di imballaggio.
Febbraio 1999.
ANPA: Rassegna degli atti normativi più rilevanti emessi a livello nazionale in
materia di tutela dell’ambiente (versione 14-23 aprile 1999)
ANPA: Rassegna degli atti normativi più rilevanti emessi a livello nazionale in
materia di tutela dell’ambiente (versione 14-15 giugno 1999)
ANPA: Primo Rapporto sui rifiuti speciali. Novembre 1999
ANPA: Valutazione della dispersione in atmosfera di effluenti aeriformi – guida ai
criteri di selezione dei modelli matematici, RTI 1/97-AMB
ANPA: Verifica dei livelli sonori all’interno di locali di intrattenimento danzante o di
pubblico spettacolo: D.P.C. 18 settembre 1997, RTI 1/97-AMB/ACUS
ANPA: Le barriere verdi. Per la riduzione dell’inquinamento acustico nel rispetto
dell’ambiente, RTI 2/97-AMB/ACUS
ANPA: Suoli contaminati. Procedure di riferimento per il prelievo e l’analisi dei
campioni, RTI 2/97-AMB/COAB
ANPA: Studio pilota nella regione biogeografica alpina, RTI 1/97-AMB/COBI
ANPA: Informazione alla popolazione in materia di rischi tecnologici, RTI nov. 98AMB
ANPA: Inquinamento acustico: le piste motoristiche, RTI 1/98-AMB/ACUS
ANPA: Le attività dell’ANPA per la mappatura del rischio industriale in Italia, RTI 1
/98-AMB/RISC
194
Roberto Caracciolo
ANPA: La banca dati incidenti rilevanti dell’ANPA, RTI 2/98-AMB/RISC/ARIS
ANPA: Carta e basi di dati delle faglie capaci per l’Italia Centro-Meridionale:
presentazione e stato avanzamento progetto Ithaca, RTI 1/98-AMB/DISU
ANPA: Censimento e mappatura delle aree della provincia di Frosinone occupate da
discariche di rifiuti, RTI 2/98-AMB/PROC
ANPA: Valutazione e controllo del rischio connesso all’uso dei prodotti fitosanitari per
i comparti ambientali, con particolare riferimento alle acque superficiali e
sotterranee, RTI 1/98-AMB/NOCS
ANPA: Indagine sul pescato della regione Calabria, RTI 1/98-AMB/LARA
ANPA: Risultati di una campagna di misure radiometriche intorno al sito del centro
enea di Saluggia (VC), condotta congiuntamente dall’ANPA e dall’ARPAPIEMONTE, RTI 2/98-AMB/LARA
ANPA: La classificazione tematica della copertura e dell’uso del suolo, RTI 2/98AMB/SINA
ANPA: Seminario “Gli strumenti di conoscenza dell’ambiente per le politiche di
sostenibilità”, RTI 1/99-AMB
ANPA: Prime stime sul comportamento dell’Italia nell’ambito delle valutazioni sullo
stato dell’ambiente nell’UE, RTI 2/99-AMB
ANPA: Realizzazione del sistema conoscitivo italiano in campo ambientale, RTI 3/99AMB
ANPA: Studio preliminare sui livelli ambientali di tritio nella foresta di Tarvisio, RTI
1/99-AMB/LARA
ANPA: Georeferenziazione di alcuni incidenti stradali relativi al trasporto di merci
pericolose, RTI2/99-AMB/NOCS
ANPA: Un anno a supporto degli enti locali nelle misurazioni di inquinamento
elettromagnetico, RTI 1/99-AMB/SIAE
ANPA: Individuazione di un sistema di indicatori di gestione forestale sostenibile in
Italia. Rapporto finale di ricerca, RTI 01/00-AMB/MON
ANPA/CTN_AIM: Verso il primo rapporto sui corpi idrici italiani (a cura di Mario
Bucci, Marco Mazzoni, Antonio Melley), 1999
Ministero dell’ambiente: Nota Preliminare alla Prima Relazione sullo stato
dell’ambiente, 1987
Ministero dell’ambiente: Prima Relazione sullo stato dell’ambiente, 1989
Ministero dell’ambiente: Seconda Relazione sullo stato dell’ambiente, 1992
In inglese
1993
Ministero dell’ambiente: Sintesi della Terza Relazione sullo stato dell’ambiente, 1996
Ministero dell’ambiente: Terza Relazione sullo stato dell’ambiente, 1997
Ministero dell’ambiente, Servizio Conservazione della Natura: Elenco ufficiale delle
Aree Protette, 1997
Ministero dell’ambiente - Comitato Nazionale per la Lotta alla Desertificazione:
Comunicazione per la lotta alla siccità e alla desertificazione, 1999
Ministero dell’ambiente: Documentazione dalle notifiche sulle sperimentazioni sugli
organismi geneticamente modificati, 1996-1999
Ministero del tesoro: La valutazione “ex-ante” del Programma di sviluppo del
Mezzogiorno, 1999
Regione Piemonte: Relazione sullo stato dell’ambiente (n. 0), 1995
Ecoistituto del Friuli - Venezia Giulia: Stato dell’ambiente nel Friuli Venzia-Giulia.
Rapporto 1996.
Sistema nazionale di monitoraggio e controllo in campo ambientale
195
ARPAT Agenzia Regionale per la Protezione Ambientale della Toscana: Verso la
relazione sullo stato dell’ambiente: stima delle pressioni ambientali nelle
province della Toscana, 1997
Regione Toscana: Relazione sullo stato dell’ambiente in Toscana. Documento
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Istituto Regionale di Ricerche Economiche e Sociali dell’Umbria (IRRES) - Centro
Interuniversitario per l’Ambiente, Università degli Studi di Perugia e LUISS di
Roma (CIPLA): Relazione sullo stato dell’ambiente in Umbria, Perugia 1997
Regione Toscana- ARPAT: Rapporto sullo stato dell’ambiente in Toscana 1997, 1998
Regione Toscana- ARPAT: Rapporto sullo stato dell’ambiente in Toscana 1999, 2000
Regione Emilia-Romagna: Relazione sullo stato dell’ambiente ’99, 2000
ARPAC - Regione Campania: Primo Rapporto ambientale, 1999
Corpo Forestale dello Stato - Servizio Antincendi Boschivi: Foglio Nazionale Incendi,
1986-1998
Comitato Glaciologico Italiano: Catasto dei Ghiacciai Italiani, 1958-1998
Comitato Nazionale delle Ricerche: Lista delle aree con provvedimento di tutela, 1997
European Soil Bureau: Soil erosion risk assessment in Italy in Soil Map of Italy
Project, 1999
Rijks et al.: Mars Metereological Database, 1998
196
Roberto Caracciolo
Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001
VISITA AI SITI SPERIMENTALI
STAZIONI DI COL DE LA ROA E CINQUE TORRI
Vinicio CARRARO, Tommaso ANFODILLO, Sergio ROSSI
Dip.to Territorio e Sistemi Agro-Forestali - Università di Padova
198
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
1. LA STAZIONE DI COL DE LA ROA
La stazione è situata sulla zona cacuminale di Col de la Roa (da cui la
denominazione), ad una altitudine di 1107 m. Collegata via cavo direttamente al
computer del Centro Studi per l'Ambiente Alpino, che in linea d'aria dista circa 500 m, la
stazione è stata predisposta per il monitoraggio dei seguenti parametri:
temperatura aria
radiazione globale
precipitazioni
radiazione fotosinteticamente attiva (PAR)
umidità relativa
velocità del vento
concentrazione di ozono nell'aria
direzione del vento
pH delle precipitazioni
pressione atmosferica
Un computer (datalogger) gestisce la strumentazione interrogando ogni minuto, secondo
la sequenza programmata, ciascuno sensore collegato, ed esegue una prima elaborazione
dei dati, che poi vengono trasmessi quotidianamente al Centro.
La stazione fu installata già nel 1986 con fondi MPI e MURST, sotto la responsabilità
scientifica del Prof. Mario Cappelli, ma per alterne vicende non fu possibile mantenere
una accettabile continuità di funzionamento.
Dieci anni più tardi, convinti dell’importanza di mantenere e sviluppare un’attività di
monitoraggio dei parametri climatici e di alcuni inquinanti della troposfera in ambiente
montano, si è deciso di ripristinare la funzionalità della stazione ormai diventata
obsoleta.
Si è avviato quindi un lavoro di progettazione, smontaggio e riassemblaggio della
stazione protrattosi da maggio a ottobre 1995 al fine di raggiungere due obiettivi
fondamentali:
- realizzare una struttura che fosse relativamente "agile" ossia che potesse fornire i
risultati del monitoraggio in tempi brevi;
- dare ai risultati del monitoraggio la più ampia fruibilità possibile ossia
consentirne l'utilizzo a persone con interessi notevolmente diversi.
1.1 Caratteristiche della stazione
La stazione è costituita dai seguenti elementi modulari e componibili:
A)
B)
C)
D)
E)
F)
CABINA DI RICOVERO
CENTRALINA METEOROLOGICA
LINEA DI MISURA DELL’ACIDITÀ DELLE PRECIPITAZIONI
LINEA DI ANALISI QUALITÀ ARIA
SISTEMA DI ACQUISIZIONE E TRASMISSIONE DATI
SISTEMA DI RICEZIONE, MEMORIZZAZIONE ED ELABORAZIONE DATI
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
A ) CABINA DI RICOVERO
La cabina è situata all'interno di un'area recintata con rete metallica alta 1.80 m con un
cancello di ingresso sul lato NO. Essa è costituita da un box metallico di colore bianco
coibentato (pareti K= 0.7) e ulteriore rivestimento interno su tutti le pareti, compresi
soffitto porta e pavimento con “Stiroform“ da 5 cm e pannelli di sughero da 0.5 cm a
vista.
Dimensioni: 1.20x1.20x altezza 2.40 m
La cabina è fissata su due putrelle metalliche ancorate ad un preesistente basamento di
calcestruzzo mediante tirafondi, ed è sormontata da una griglia in ferro zincato a
supporto delle aste dei principali sensori meteorologici e di prelievo aria. Vi si accede
mediante una porta sul lato SO.
E’ provvista di impianto elettrico derivato da linea interrata di alimentazione 220 V, con
interruttori salvavita scaricatore per le sovratensioni e relativa messa a terra con treccia
di rame e dispersori su tutta la linea.
Sulla parete SE trovano collocazione le componenti esterne per il condizionamento della
cabina (unità esterna del condizionatore, box del ventilatore e ventilatore per aria
forzata).
All’interno sono ricoverati gli strumenti analizzatori, il datalogger e la distribuzione
dell’impianto in linea per la misura del pH con le elettrovalvole, alloggiati su carrello
multipiano. Inoltre, un modulo di continuità, uno stabilizzatore per gli analizzatori, e la
pompa di aspirazione dell’aria degli stessi. Gli apparati di climatizzazione consentono il
mantenimento di una temperatura costante di 18±2 °C.
CONDIZIONATORE ARIA
Casa costruttrice: TOSHIBA
Il condizionatore è composto da due unità, una disposta all’esterno della cabina ed una
all’interno della stessa.
Caratteristiche generali:
Alimentazione:
Capacità di raffreddamento:
1Ø; 220-240V; 50Hz
2.3kW
Unità interna: RAS-09UKR
Amperaggio di raffreddamento:
Potenza di raffreddamento:
Dimensioni: larghezza
altezza
profondità
Peso:
0.18A
40W
790mm
265mm
155mm
8Kg
Unità esterna: RAS-09UA
Amperaggio di raffreddamento:
Potenza di raffreddamento:
3.03A
690W
Dimensioni: larghezza
altezza
profondità
Peso:
770mm
530mm
200mm
26Kg
199
200
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
STABILIZZATORE
AROS VOLTMATIC
Modello VMC-F24703
VENTILATORE
VORTICE
Modello 10/4 Cod. 11620
STUFA ELETTRICA
Due resistenze indipendenti da 600 Watt
Ventilazione
B ) CENTRALINA METEOROLOGICA
PIRANOMETRO
Kipp & Zonen mod. CM 6B ISO 9060 first class
Banda:
tra 335 nm e 2200 nm
Sensibilità:
10.85 10-6 V per W m-2
Segnale in uscita: 92.166 Wm-2 per mV
Linearità: ±1.2%
Stabilità: cambiamenti <±1% per periodi superiori ad un anno
Tempo di risposta: < 30 s
Termopila
Influenza della temperatura:
-2% da -10 a +40 relativamentea 20°C
RADIAZIONE FOTOSINTETICAMENTE ATTIVA (PAR)
LI-COR Inc. Modello LI190 SZ
Banda:
tra 400nm e 700nm
Sensibilità:
tipica 8 A per 1000 mol/s m2
Segnale in uscita:
2.914mV per 1000 mol m2 s-1
Precisione assoluta: ±5%
Linearità:
deviazione massima pari a 1% fino a 10000 mol/s m2
Stabilità:
cambiamenti <±2% per periodi superiori ad un anno
Tempo di risposta:
10 s
Rilevatore fotovoltaico al silicio di alta sensibilità
Contenitore impermeabile in alluminio anodizzato con diffusore acrilico
Influenza della temperatura:
±0.15% per °C massimo
Dimensioni: diametro
2.38cm
altezza
2.54cm
Peso:
28g
TEMPERATURA ED UMIDITA' RELATIVA
ROTRONIC Modello MP340 - 001 - CS3
Tipo di segnale in uscita: tensione
Tensione di alimentazione:
4.8-26.5V
Assorbimento di corrente massimo:
8mA
Carico minimo in uscita:
>1k
Protezione elemento sensibile: maglia metallica
Dimensioni:
lunghezza
265mm
Peso:
100g
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
Sensore di umidità:
Elemento sensibile: ROTRONIC-HYGROMETER C94
Range di misura:
da 0 a 100% UR
Precisione a 23°C:
±1% UR (tra 5% e 95% UR)
±2% UR (<5% e >95% UR)
Riproducibilità:
<0.5%
Stabilità a lungo termine: tipica in condizioni normali <1% UR/anno
Costante di temperatura a 23°C e movimento d’aria pari a 1m/s: <10s
Segnale d’uscita:
da 0 a 1 V DC= 0...100% UR
Sensore di temperatura:
Elemento sensibile: RTD Pt 100 1/3 DIN
Range di misura:
da -40° a +60°C
Precisione a 23°C:
±0.3°C
Riproducibilità:
<0.1°C
Costante di tempo a 23°C e movimento d’aria pari a 1 m/s : <15s
Segnale d’uscita:
da 0 a 1 V DC=-40 a + 60°C
PRESSIONE ATMOSFERICA
VAISALA Modello PTA427
Tensione di alimentazione: 10-30V DC
Sensibilità alla tensione di alimentazione: <0.1mB
Corrente assorbita:
7mA
Range di misura:
da 800 a 1060mB
Temperatura di utilizzo:
da -40 a +60°C
Linearità:
±0.30mB
Isteresi:
±0.03mB
Riproducibilità:
±0.03mB
Precisione totale:
±0.50mB
Influenza della temperatura:
<±0.08mB per °C
Stabilità:
<+0.3mB per anno
Segnale d’uscita:
da 0 a 5V DC
Carico minimo:
10k
Tempo di risposta:
<2s
Dimensioni: larghezza
69mm
altezza
128mm
profondità
31mm
Peso:
160g
VELOCITA’ E DIREZIONE DEL VENTO
Modello Wind Monitor 05103 Young
Velocità vento:
Sensibilità:
0.5 m/s tipica
Precisione di taratura:
±0.3m/s nel campo 1-60m/s
±1.0m/s oltre i 60m/s
Direzione vento:
Campo di misura:
0-360°
Angolo elettrico:
355°
Resistenza del potenziometro:
10k ±20%
Accuratezza:
±3°
Segnale in uscita: potenziometrico
201
202
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
C ) LINEA DI MISURA DELL’ACIDITÀ DELLE PRECIPITAZIONI
PLUVIOMETRO RISCALDATO
MICROS Modello PLUV/R
Area imboccatura:
500cm2
Sensibilità tipica:
10impulsi/mm H2O
Uscita:
contatto reed protetto
- resistenza contatto ON=50 max
- tensione di picco max=30V
Potenza massima assorbita dalla resistenza di riscaldamento: 120W
Tensione elemento riscaldante:
24V; 50 Hz
Tensione di alimentazione termostato:
220V; 50Hz
Dimensioni: diametro
260mm
altezza
480mm
Peso:
3Kg
Bocca tarata da 500 cm2, vaschetta basculante e collegamento in linea con la misura del
pH.
Gli impulsi trasmessi dal sensore della bascula attivano due elettrovalvole per lo scarico
ed il successivo riempimento della cella di misura del pH della precipitazione.
Nota: Una terza elettrovalvola comandata dal programma di acquisizione dati viene
attivata alle ore 24:00 nel caso di assenza giornaliera di precipitazione. Si preleva in
questo modo da un serbatoio ausiliario una quantità idonea di acqua distillata che
sostituisce il campione d’acqua nella cella di misura del pH garantendo così
l’indispensabile immersione dell’elettrodo anche con prolungati periodi siccità.
pH-METRO
RADIOMETER COPENAGHEN Standard pH METER modello PHM210
Tensione di alimentazione: 12V adattatore principale
Range di misura:
pH:
da -9.00 a +23.00
mV: da -1999 a +1999
°C:
da 0 a +99.9
Risoluzione: pH:
0.01
mV: 1 sul display
°C:
1 senza sonda di temperatura
Precisione: pH:
±0.01 pH dopo la calibrazione a 25°C
mV: ±1mV±0.1% della lettura a 25°C
°C:
±0.5°C a 25°C
Criterio di stabilità: 3mV/min~0.05pH/min
Requisiti elettrodo:
RADIOMETER COPENAGHEN
Modello pH C 2401/8
Sensibilità:
90-103%
Zero pH:
5.80-7.50
Resistenza di entrata dell’elettrodo:>1012 Ω
Temperatura ambiente:
5-40°C
Umidità relativa:
20-80%
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
Peso:
1.5Kg
D ) LINEA DI ANALISI QUALITÀ ARIA
ANALIZZATORE DI OZONO
API 400
Specifiche generali:
Tensione di alimentazione:
Consumo:
Campo operativo temperatura:
Campo operativo umidità:
220 Vca ; 50 Hz
250W
5-40°C
0-95%
Accuratezza:
Errore di linearità:
Tempo di ritardo:
Tempo di risposta (95% della scala totale):
Precisione:
Unità di misura:
Limite rilevabilità:
Rumore di Zero:
<1% del fondo scala adottata
<10 secondi
<20 secondi (rise and fall times)
0.5% della lettura
ppm
<0.0006 ppm
<0.0003 ppm
POMPA DI ASPIRAZIONE ARIA
THOMAS INDUSTRIES Inc. (USA) Modello 607CD22
203
204
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
2 LE STAZIONI DI CINQUE TORRI
2.1 BREVE DESCRIZIONE DELL'AREA DOLOMITICA DI CINQUE TORRI
Il gruppo delle Cinque Torri (comune di Cortina d'Ampezzo) è uno spettacolare
complesso dolomitico, che si trova tra il Monte Averau e la Tofana di Rozes, a pochi
chilometri dal passo Falzarego
(fig. 2). La cima più alta è la
Torre Grande (quota 2366) e le
sue pareti sono la meta abituale
di molti scalatori.
L'elemento
minerale
dominante di queste vette è la
La
Dolomia
Principale9.
Dolomia
è
una
roccia
sedimentaria
formata
da
carbonato doppio di calcio e
magnesio [CaMg(CO3)2] al cui
interno
si
trovano
alghe
(stromatoliti)
e
fossili
di
molluschi bivalvi (megalodonti).
I
banchi
sedimentari
di
Dolomia, in genere, poggiano su
uno strato di argille molto
plastiche (strati di Raibl).
Queste argille, a loro volta,
spesso si trovano sopra una base
di Dolomia Cassiana o Dolomia
del Durestein,
dolomie più
compatte e stratificate della
Principale.
Il
processo
litogenetico, che ha portato alla
formazione delle rocce delle
Dolomiti,
si
è
compiuto
grossomodo tra il Permiano e il
Giurassico (250-180 milioni di
Fig
anni fa). La formazione delle
montagne (orogenesi) è invece
avvenuta
più
tardi,
nel
Bosellini, 1988
Terziario circa 50 milioni di
anni fa.
9 Alcune montagne dell'area dolomitica (es. Marmolada, Croda Rossa e cima dell'Antelao) sono tuttavia,
calcaree, formate cioè, da rocce di semplice carbonato di calcio (CaCO3).
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
Fig. 2 Mappa delle Dolomiti orientali
205
206
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
La zona di Cinque Torri è caratterizzata da un clima tipicamente alpino, con
accentuata continentalità, inverni freddi ed estati fresche e piovose (Del Favero et al.,
1985). Tali condizioni ambientali sono particolarmente favorevoli al larice e, in particolar
modo, al pino cembro.
A titolo puramente indicavo, nella tabella successiva in fig. 3 sono riportati alcuni
valori termo-pluviometrici registrati dal 1996 al 2000.
Media annua
Media del mese più freddo (dicembre)
Media del mese più caldo (agosto)
Media annua delle massime
Media annua delle minime
Massima assoluta
Minima assoluta
Escursione media giornaliera
Media delle massime giornaliere del mese più caldo
Media delle minime giornaliere del mese più freddo
Mesi con temperatura media superiore a 10°
Mesi con media mens. min. giorn. minore di 0 °
Mesi con minima assoluta minore di 0 °
Precipitazioni annue2
Precipitazioni estive (giu-ago)2
2.49 °C
-4.6 °C
10.5 °C
5.9 °C
0.59 °C
25 °C
-21.9 °C
6.5 °C
14.6 °C
- 6.4 °C
Agosto
da nov. ad apr.
da ott. a mag.
1150 mm
450 mm
90
180
Temperatura media
160
Pioggia
P
°C
70
140
60
120
50
100
40
80
30
60
20
40
T
10
20
0
0
-10
-20
gen
feb
mar
apr
mag
giu
lug
ago
set
ott
Fig. 3 - Andamento di temperatura media e precipitazioni mensili
nov
dic
mm
80
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
Il manto forestale dell'area delle Cinque
Torri delinea il limite superiore del bosco
(timberline). L'altitudine di questa linea di
confine, verosimilmente, è un po' inferiore a
quella potenziale, a causa delle attività
antropiche del passato (pascolo e tagli). Le
specie
arboree
sono
rappresentate
prevalentemente da Larice (Larix decidua),
pino cembro (Pinus cembra) e in misura
minore, abete rosso10 (Picea abies), che
danno origine a popolamenti aperti, i
cosiddetti larici-cembreti, che assumono
spesso le sembianze di un prato alberato. La
flora del sottobosco oltre che di specie
erbacee è ricca anche di arbusti nani (fig. 4).
Fig. 4 - Esempio di sottobosco: 1. Primula farinosa L., 2. Sesleria varia (Jacq.)
Wettst., 3. Erica carnea L., 4. Rhododendron hirsutum L., 5. Dryas octopetala L., 6.
Carex ferruginea Scop., 7. Vaccinium uliginosum L., 8.Daphne striata Tratt., 9.
Rhodothamnus chamaecistus (L.) Rchb.
10
Quest'ultima specie, verosimilmente, qui è al limite altitudinale massimo.
207
208
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
2.2 CARATTERISTICHE DELLE STAZIONI DI MONITORAGGIO
La precisione e l'attendibilità dei dati registrati non possono prescindere da una
scelta oculata e dall'installazione corretta dei sensori. Per tale ragione, la configurazione
delle stazioni rispetta alcuni criteri standard, che consentono di eseguire delle misure
affidabili e realmente rappresentative delle condizioni ambientali locali.
Assieme ai parametri microclimatici vengono monitorati quelli relativi all'ecofisiologia
delle specie forestali presenti. L'obiettivo è determinare la resistenza, o la sensibilità,
delle specie edificatrici le cenosi d’alta quota nell’area alpina orientale nei confronti dei
cambiamenti d’ambiente, ed in particolare verso le variazioni dei regimi termici e
udometrici.
Le stazioni di monitoraggio si trovano nei pressi del complesso dolomitico delle Cinque
Torri, a sud-est a nord dello stesso (stazioni 1 e 2), e sono poste ad una quota
rispettivamente di 2080 e 2130 m s.l.m. (v. fig. 6). La prima è in funzione dal 1995,
mentre la seconda opera dalla primavera 2001. Quest'ultima è stata collocata ad una
quota superiore, al fine di evidenziare un'eventuale azione sull'ecologia delle specie
studiate.
La scelta del sito n. 2 è stata obbligata, in un certo senso, dalla reperibilità dell'abete
rosso. Al contrario del pino cembro e del larice, infatti, non è stato possibile trovarlo più
in alto. La differenza di quota tra le due stazioni, se pur non eccessiva, nella zona del
limite può, in ogni caso, influenzare notevolmente la fisiologia delle specie forestali.
Le stazioni schematicamente sono costituite da (fig. 5):
" un sistema di alimentazione elettrica (pannelli solari e batterie);
" un dispositivo di acquisizione dati (datalogger CR10X Campbell);
" un modem GSM l'interrogazione e la trasmissione dei dati a
distanza;
" un gruppo di sensori.
Fig. 5
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
Fig. 6 - Localizzazioni delle stazioni di monitoraggio
209
210
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
L'impianto di alimentazione, opportunamente sovradimensionato (tab. 2), è in grado
fornire energia alla stazione anche nel caso in cui i pannelli solari non dovessero
funzionare per alcuni giorni.
Tab. 2 Caratteristiche del sistema di alimentazione
Potenza di picco dei pannelli solari
Corrente di picco dei pannelli solari
Potenza media giornaliera disponibile
Corrente media giornaliera disponibile
Capacità degli accumulatori effettiva
Consumo massimo giornaliero in W
Autonomia minima degli accumulatori
100 W
7A
13 W ca.
22 A
80 A
3.6 W, 7.5 A g-1
11 giorni
Il sistema di acquisizione dati, che nell'attuale configurazione dispone di un numero
d'ingressi minimo di ingressi pari a 56, "interroga" i sensori ogni minuto. L'archiviazione
dei dati avviene, invece, con scansioni temporali di 15 o 60 minuti, secondo il parametro
misurato (v. tab. 3).
I dati sono registrati in una memoria PROM (Progammable Read Only Memory) da 1
a 2 Mb (in funzione del modello), che nel nostro caso equivalgono ad almeno 45 giorni di
misure.
Attraverso un modem GSM le stazioni sono controllate a distanza: un apposito
software consente di collegare il computer dell'ufficio, anch'esso dotato di modem, al
datalogger di ogni stazione. In questo modo è possibile:
"
"
"
"
monitorare la situazione in tempo reale;
acquisire i dati;
accendere o spegnere sensori;
riprogrammare il datalogger.
Ciò garantisce un controllo accurato della strumentazione, consentendo di intervenire
immediatamente in caso di guasto, e di acquisire i dati con estrema facilità anche in
inverno, quando le stazioni sono difficilmente raggiungibili a causa della neve.
Oltre ai parametri monitorati ed acquisiti dai vari sensori, in queste stazioni vengono
effettuate anche campagne di misure che è possibile eseguire solo manualmente o con
l'ausilio strumenti portatili.
211
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
Tab. 3 Parametri misurati nelle stazioni di Cinque Torri
Parametri
misurati
Temperatura
dell'aria
Umidità
dell'aria
Temperatura
del suolo
Stazione
1
Stazione
2
Periodo
Tutto l'anno
Tutto l'anno
Tutto l'anno
Temperatura
foglie, fusti e rami
Tutto l'anno
Flusso di calore
del suolo
Tutto l'anno
Radiazione
netta
Tutto l'anno
Radiazione
globale
Tutto l'anno
Rad.
Fotosintetic. attiva
Fino al 1999
Velocità e
direzione vento
Tutto l'anno
Variazione
umidità del suolo
Tutto l'anno
Pioggia
Densità di
flusso di linfa
Accrescimento
dei fusti
Formazione
delle cellule
legnose1
Allungamento
dei getti e delle
foglie1
Conduttanza
stomatica e
fotosintesi1
1
Estateautunno
Periodo estivo
Tipo di
campionamento
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Valore orario
Valore cumulato
nell'ora
Media ogni 15' dei
valori misurati sul
minuto
Tutto l'anno
Periodo
vegetativo
Settimanale
Periodo
vegetativo
Settimanale
Occasionale
Periodo
vegetativo
Media nei 15'
Misure effettuate manualmente o con strumenti manuali
Il monitoraggio dei parametri ecologici consente di studiare la risposta delle specie
forestali al variare delle condizioni ambientali. Ogni stagione vegetativa ha una sua
212
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
particolare connotazione e quindi, anche il “comportamento” delle piante forestali, per
così dire, si adegua e varia di conseguenza. Diventa allora interessante valutare ad
esempio le dinamiche di accrescimento degli alberi durante i vari anni (fig. 7), oppure
l'effetto sull'attività fisiologica prodotto da
un improvviso abbassamento della
temperatura o, ancora, la reazione ad un periodo relativamente caldo e poco piovoso (v.
fig. 8).
1
1996
1998
2000
0.9
1999
0.8
1997
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
252
247
242
237
232
227
222
217
212
207
202
197
192
187
182
177
172
167
162
157
152
0
Giorni dell'anno
Fig. 7 Curve di accrescimento relativo in circonferenza di un larice
Fig. 8 Densità di flusso relativo di 2 giornate, con diversa disponibilità idrica del suolo
In ogni caso, lo studio delle relazioni albero-ambiente è tutt’altro che agevole, ma
disponendo di una lunga serie temporale di dati raccolti è certamente più alta la
probabilità di interpretarle con successo. In definitiva, solo con una misura continua dei
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
più importanti fattori ecologici è possibile studiare gli alberi in relazione alla dinamica
delle condizioni dell’ambiente.
La maggior parte dei sensori impiegati misura la variabilità dei diversi fattori
ecologici. Come appare chiaramente dalla tab. 3 si tratta per lo più di parametri
microclimatici.
I sensori di Granier e i dendrometri, invece, misurano la dinamica di alcune attività
fisiologiche degli alberi, vale a dire rispettivamente:
"
"
la traspirazione (tramite la misura del flusso di linfa)
l'accrescimento.
2. 2.1 Sensori di Granier
I sensori di Granier sono degli aghi
dotati di un avvolgimento resistivo esterno,
in costantana (parte rossa del sensore, fig.
9). All'interno dell'ago (circa a metà
dell'avvolgimento resitivo) è alloggiata una
termocoppia.
Fig. 9 sensori di Granier
La misura del flusso di linfa viene
effettuata collegando in serie due sensori
che vengono inseriti nella parte conducente
del fusto (alburno), dopo essere stati, a loro
volta, alloggiati in un tubetto d'alluminio
(v. fig. 10).
Fig.10 Schema d'installazione dei sensori di Granier
Facendo fluire della corrente elettrica nell'avvolgimento resistivo, il sensore superiore
viene riscaldato a circa 30-35 °C. Tra le due sonde si genera, così, una differenza di
temperatura, variabile da 10 a 15 °C, che viene registrata, tramite le termocoppie, dal
213
214
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
datalogger (fig. 11). Dal momento che flusso di linfa dissipa il calore del sensore
riscaldato, la differenza di temperatura risulterà tanto minore quanto più elevata sarà la
traspirazione della pianta.
In definitiva, il flusso di linfa, essendo funzione della differenza di temperatura tra le
due sonde, viene calcolato con una particolare formula messa a punto dalle ricerche
svolte dall'ideatore dei sensori (A. Granier, 1985).
ll sistema, che misura flussi dell'ordine di 1.5-2.5 dm-3dm-2h-1 (15-25 cm h-1), ha il
pregio di essere semplice ed economico. Per contro consente di eseguire una misura
puntuale e non può essere applicato a tutte le specie (es. specie con legno a porosità
anulare)
Fig. 11 Andamento in una giornata tipo della densità del flusso di linfa di un larice e della
differenza di temperature tra i due sensori di Granier
2.2.2 Dendrometri
I dendrometri vengono impiegati per monitorare la variazione di dimensione dei fusti
dovute, fondamentalmente, all'accrescimento e alla variazione del loro stato idrico.
Questi sensori sono costituiti da una mensola ancorata al tronco con due viti, sulla quale
è fissato il trasduttore di movimento. Nella versione più semplice (dendrometro a
puntale), tale trasduttore è dotato di un astina metallica appoggiata, sotto la spinta di
una molla, sulla corteccia del fusto. L'astina, libera di muoversi lungo il suo asse
longitudinale, a sua volta è collegata con il cursore di un potenziometro elettrico, che
traduce qualsiasi movimento in una tensione elettrica. La misura che si ottiene è
puntuale e trascura quindi le possibili asimmetrie del fusto. Tale inconveniente è
risolvibile utilizzando il dendrometro a bindella, una versione un po' più complessa che
misura le variazioni dimensionali su tutta la circonferenza. Ciò avviene tramite una
bindella di acciaio che avvolge il fusto aderendo alla corteccia. Un'estremità è vincolata
al supporto del dendrometro e l'atra è collegata al cursore di un potenziometro elettrico,
dotato di una molla per tenere in tensione la bindella.
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
Fig. 12 Dendrometro a puntale
Fig. 13 Dendrometro a bindella
La risoluzione di lettura adottata è di 0.6 µm per i dendrometri a puntale e di 6 µm
per quelli a bindella. Come anticipato, la variazione dimensionale dei fusti dipende
anche dallo stato idrico della pianta e, in minore misura, dalla dilatazione termica dei
materiali, legno compreso (qualche decina di m m-1 °C-1). Quest'ultima ha tuttavia un
effetto trascurabile. Viceversa, la ciclica riduzione (attraverso la traspirazione) e
ricostituzione delle riserve idriche nella pianta determina una contrazione (shrinkage), o
una dilatazione (swelling), delle dimensioni del tronco, con oscillazioni a cadenza
giornaliera o plurigiornaliera dell'ordine di qualche centinaio di µm (fig. 12).
I dati acquisiti devono quindi essere ulteriormente elaborati per eliminare il
"disturbo" indotto dai fenomeni che mascherano la curva di reale accrescimento del fusto.
Per tale ragione, attualmente, con cadenza settimanale, vengono anche eseguiti dei
prelievi di tessuto legnoso per studiare l'effettiva dinamica di sviluppo dell'anello in
formazione e poterla, così, comparare con i dati ottenuti tramite dendrometri.
215
216
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
Fig. 12 Curva di accrescimento radiale di un pino cembro (anno 2001)
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
3 METODOLOGIE E PROBLEMATICHE NEL MONITORAGGIO
DELL’ACCRESCIMENTO RADIALE
3.1 RELAZIONI CLIMA-ACCRESCIMENTO: INTRODUZIONE
In natura ogni specie vegetale è caratterizzata da un insieme di particolarità
strutturali e funzionali che le permettono di accrescersi e di riprodursi solo in
determinati ambienti. L’ambiente a sua volta seleziona gli individui in relazione alle
strategie di adattamento che essi possono mettere in atto. Esiste perciò una relazione fra
ambiente e specie in cui la specie per poter sopravvivere deve assicurare il
funzionamento di tutti i processi vitali in quell’ambiente (Anfodillo & Rento, 1995).
Sotto la pressione dei fattori ambientali di rado in natura esiste una specie risultante
che ha evoluto in assoluto la migliore strategia di adattamento; si osservano invece
comunità in cui le specie hanno differenziato diverse strategie per garantire comunque il
successo nella lotta per la sopravvivenza. Ciascuna specie vegetale risponde quindi alla
variazione dei fattori ambientali in modo del tutto particolare: questo è il campo di
studio dell’ecofisiologia, la scienza che si occupa dei rapporti tra esseri viventi e
ambiente. Questa scienza si basa sulla capacità fisica di osservare e misurare i
parametri ambientali e di quantificare le risposte delle piante. Per tale motivo essa è
strettamente legata alla capacità tecnica dell’uomo di produrre strumenti adatti alla
misurazione dei fattori climatici e di individuare le metodologie di analisi più precise per
lo studio delle risposte dei vegetali.
Nell’ambito degli studi ecofisiologici svolti su timberline alpine particolare riguardo è
dato alle relazioni clima-accrescimento (Urbinati & Carrer, 1997, Anfodillo et al. 1996).
L’accrescimento delle piante è controllato da numerosi fattori sia endogeni che esogeni;
fra questi ultimi uno dei più importanti è il clima (Fritts, 1976). Per questo motivo lo
studio dei fenomeni di accrescimento in zona di alta quota non può esimere dal
considerare tali relazioni.
L’influenza del clima e delle sue variazioni nel tempo sullo spessore degli anelli può
essere analizzato attraverso studi di tipo dendrocronologico (Carrer & Urbinati, 1997;
Urbinati & Carrer, 1996; Urbinati et al. 1996). Tali studi rilevano lo spessore totale
dell’anello o la densità del legno mettendoli poi in relazione con i dati meteorologici
mensili o annuali. Datazioni di questo tipo si sono rivelate di grande utilità non solo
nella analisi dei processi ecologici ma anche nella gestione dei sistemi ambientali
generando nuove branche della dendroecologia come la dendroclimatologia, la
dendroidrologia, la dendrogeomorfologia, scienze che si basano su analisi ambientali su
serie temporali secolari e millenarie. Purtroppo tali studi non sono in grado di stimare in
alcun modo l'influenza dei fattori climatici per ambiti temporali più brevi dell’anno.
Un metodo per il monitoraggio dell’accrescimento a scala temporale più breve prevede
l’uso dei dendrometri, strumenti in grado di rilevare la variazione del diametro del fusto
o di rami. In questo caso però risulta impossibile acquisire informazioni a livello
anatomico per quanto riguarda il ritmo di crescita cellulare o il momento di passaggio
dal legno primaticcio a quello tardivo; i dati inoltre sono fortemente influenzati dallo
stato di idratazione delle cellule xilematiche e floematiche e dai processi fisici di
dilatazione e contrazione del tronco stesso (Fritts et al., 1965; Mitscherlich, 1975).
Si è perciò reso necessario individuare metodi di analisi più approfonditi che
prevedono prelievi periodici e rilevamenti durante l’intera stagione vegetativa. Questi
necessitano di specifiche conoscenze a livello di anatomia del legno e strumentazioni
adatte per la preparazione dei campioni. Tali studi hanno preso avvio solo recentemente
alla luce delle prime analisi anatomiche sulla durata di formazione dell’anello e sul
controllo dell’attività cambiale (Sundberg et al., 1987; Antonova & Stasova, 1993;
Antonova et al., 1995; Antonova & Stasova, 1997; Camarero et al., 1998).
217
218
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
Studi anatomici dell’anello legnoso aprono nuovi ed interessanti campi di esplorazione
dell’ecofisiologia. Vengono attualmente considerati estremamente utili perché correlando
le variazioni climatiche alla crescita cellulare xilematica e alla lunghezza del periodo
vegetativo permettono di analizzare le relazioni clima-accrescimento su scala temporale
minore rispetto a quella utilizzata dai dendrocronologi andando così ad affiancarsi e a
completare in modo preciso e puntuale il quadro di insieme prodotto dagli studi
dendrocronologici.
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
3.2 RILIEVO DELL’ACCRESCIMENTO MEDIANTE ANALISI ANATOMICHE
DELL’ANELLO LEGNOSO
Procedimento
Individuazione delle piante mediante analisi
degli accrescimenti negli ultimi 3 anni
Omogeneità intraindividuale
Omogeneità interindividuale
Piante campione
Prelievi settimanali di microcarote di legno
Preparazione dei campioni per
l’inclusione
Inclusione in paraffina e
predisposizione nei blocchetti di supporto
Prelievo mediante microtomo di sezioni di 5-10 µm
Sparaffinatura e successiva colorazione delle sezioni
Safranina
Acquisizione al microscopio
delle immagini dell’anello
Rilievo automatico dei parametri
cellulari mediante programma
WinCell
Cresyl fast violet
Analisi quantitativa mediante rilievo
microscopico
In luce
polarizzata
N° cellule lignificate
Area del lume
Cellule in allungamento
Diametro radiale del lume
Cellule in lignificazione
Spessore della parete
Cellule mature
In luce visibile
219
220
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
Elaborazione dei dati e confronti statistici
3.3 FENOLOGIA E DINAMICA DI ACCRESCIMENTO DI GETTI E AGHI
Le specie viventi in un determinato ambiente sviluppano sistemi di controllo che le
permettono loro di superare l’alternanza delle stagioni e i periodi sfavorevoli mediante
una regolazione dell’inizio e della fine dell’attività vegetativa. Nelle cenosi dei climi
temperati e temperato-freddi le specie vegetali acquisiscono durante l’inverno una
capacità di tolleranza al freddo che non possiedono durante il periodo estivo quando
invece si rivelano essere piuttosto vulnerabili alle basse temperature.
Il meccanismo che regola l’inizio della crescita in primavera per le piante
perenni rappresenta un compromesso tra il tentativo di garantire la durata
massima al periodo utile per la fotosintesi e per la crescita e allo stesso tempo
minimizzare i rischi di danno da freddo (Linkosalo, 2000).
I diversi stadi fenologici, cioè quelli che caratterizzano i diversi momenti della vita
degli organi della pianta, possono essere considerati in generale il prodotto
dell’interazione tra i fattori interni alla pianta (endogeni) e quelli esterni (esogeni).
Tuttavia a loro volta anche i ritmi genetici originari sono stati determinati da fattori
esterni e fissati attraverso i meccanismi di adattamento e selezione. Inizio e fine dei
diversi stadi fenologici quindi si modificano di anno in anno perché si adeguano
costantemente all’andamento metereologico (Larcher, 1993).
Fasi vegetative
Fasi riproduttive
Rigonfiamento gemme
Apertura gemme vegetative
Formazione della gemma terminale
Viraggio del colore delle foglie
Caduta foglie
Comparsa delle gemme a fiore
Sporofilli completamente sviluppati
Emissione polline
Appressamento delle squame dei coni
Completo sviluppo dello strobilo
Tab. 1. Fasi fenologiche nelle conifere. Tabella utilizzata dal Gruppo di lavoro nazionale per i
Giardini Fenologici (1992).
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
70
larice
abete rosso
25
50
20
40
15
30
10
20
10
5
0
0
152 159 166 173 180 187 194 201 208 215
giorno giuliano
Fig. 6. Dinamica di distensione degli
aghi primari (stazione delle 5 Torri,
anno 2001)
lunghezza getti (mm)
50
60
lunghezza aghi (mm)
lunghezza aghi (mm)
60
30
pino cembro
larice
pino cembro
40
abete rosso
30
20
10
0
152 159 166 173 180 187 194 201 208 215
giorno giuliano
Fig. 7. Dinamica di distensione dei
getti principali con esposizione a sud
(stazione delle 5 Torri, anno 2001)
3.4 UN PRIMO APPROCCIO ALLO STUDIO DELL’ACCRESCIMENTO
3.4.1 Materiali e metodi
L’area di studio è situata sulle Alpi Orienali a 2080 m s.l.m. nei pressi del rifugio 5
Torri nel Comune di Cortina d’Ampezzo. Comprende una formazione arborea di laricicembreto tipico situata al limite superiore del bosco su terreni esposti prevalentemente a
sud e con inclinazione media del 30%.
Le specie arboree oggetto di studio sono Larix decidua Miller, Pinus cembra L. e Picea
abies (L.) Karst. Sono stati selezionati 5 individui per specie rappresentativi della
popolazione adulta, senza visibili danni da parassiti o da alterazioni dell’accrescimento e
tendenzialmente isolati in modo da minimizzare il fenomeno di competizione per la
radiazione solare e per la disponibilità idrica.
Nel novembre del 1998 sono stati effettuati 1 o 2 carotaggi per pianta mediante
succhiello di Pressler. Dalle carote è stata isolata la porzione contenente i quattro anelli
di accrescimento più esterni corrispondenti agli anni 1995-1998. I campioni sono stati
fatti bollire per renderne più agevole il taglio. Le carote sono state tagliate mediante
microtomo a ghiaccio prelevando sezioni con spessore di 20 µm che sono state colorate
mediante safranina e montate con balsamo su vetrini portaoggetto.
Al microscopio a 250 ingrandimenti sono state prelevate immagini digitali dei quattro
anelli. L’area del lume delle tracheidi è stato infine rilevato automaticamente mediante
programma MacCell. Il rilievo è stato effettuato su quattro file di cellule per ciascun
anello. La scelta delle file è legata all’ampiezza delle cellule, all’assenza di canali
resiniferi e di sovrapposizione di parti terminali di tracheidi, alla qualità della sezione.
I dati ottenuti hanno permesso di costruire curve di accrescimento annuale
denominate tracheidogrammi.
Sincronizzazione delle curve
Nel confronto fra curve è stato possibile mettere in evidenza trend di crescita simili
pur essendoci una forte variabilità fra cellule adiacenti nella stessa fila e fra file della
stessa pianta. L’ampiezza di queste variazioni si riduce nell’ultima parte dell’anello
quando vengono prodotte cellule più piccole che costituiranno il legno tardivo.
221
222
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
Il numero di cellule delle file è estremamente variabile anche all’interno dell’anello
stesso. La dimensione del lume cellulare è influenzata dai fattori climatici (primo dei
quali in questi ambienti è la temperatura) e quindi ciascuna cellula “registra” come una
vera e propria stazione metereologica l’andamento climatico. Naturalmente maggiori
sono le cellule formate nel corso dell’anno maggiori saranno le informazioni che si
possono estrarre dall’analisi di un tracheidogramma.
Sono state quindi individuate per ciascuna specie e per ciascun anno gli anelli che
hanno formato il maggior numero di cellule e cioè gli anelli che hanno registrato il
maggior numero di informazioni. La possibilità di ottenere informazioni dipende però
non solo dalla velocità di formazione di nuove cellule del cambio ma anche dal momento
del periodo vegetativo, dalla sensibilità della specie, dalla intensità del fattore climatico
agente.
Attraverso l’analisi visiva degli andamenti e delle ampiezze dei picchi positivi e
negativi è stato possibile individuare cellule che che hanno “registrato” la medesima
risposta climatica.
Elaborazione dei dati: sincronizzazione fra file
File differenti possono rispondere al fattore climatico con intensità differenti cioè
picchi molto evidenti in una fila possono corrispondere a picchi quasi irrilevanti
nell’altra. In alcuni casi è stato però possibile individuare gruppi di cellule “marcatori”
dotati dei medesimi andamenti relativi nei nelle ampiezze del lume. Son state così
individuate cellule formate nel medesimo momento t che hanno permesso di
sincronizzate le 4 file di cellule di ogni pianta. Marcatori simili sono stati individuati
anche nel confronto fra specie; questo fatto rivela che le tre specie risentono, come era
logico ipotizzare, delle medesime influenze ambientali. Ipotizzando che il tempo di
risposta al fattore ambientale sia il medesimo è stata quindi effettuata una
sincronizzazione fra i tracheidogrammi di larice, cembro e abete rosso.
La sincronizzazione è stata effettuata solamente nelle cellule formate nella prima
parte del periodo vegetativo perché le tracheidi del legno tardivo sono prive di marcatori.
Per quanto riguarda il larice la sincronizzazione si è rivelata spesso aleatoria anche per
le cellule primaverili a causa del limitato numero di tracheidi formate nel tempo.
Elaborazione dei dati: sincronizzazione con il tempo
Studi precedenti hanno dimostrato che in questi ambienti il fattore climatico più
importante è la temperatura. Per tale motivo al fine di sincronizzare il ritmo di crescita
cellulare con il tempo, le curve vengono sincronizzate con l’andamento delle temperature
minime, medie e massime facendo corrispondere ai picchi di temperatura quelli dei
marcatori.
Non conoscendo il ritardo nella risposta della specie al fattore climatico si sono fatti
corrispondere i picchi ipotizzando una risposta al fattore temperatura immediato.
Calcolo dei parametri di accrescimento
Sono stati infine calcolati alcuni parametri di accrescimento riferiti ai periodi
individuati mediante la sincronizzazione dei tracheidogrammi con le curve delle
temperature. Sono stati infine effettuati confronti fra i dati elaborati e i dati acquisi dai
dendrometri collocati su piante campione situate presso il medesimo sito. I parametri
calcolati sono i seguenti:
numero cellule = numero di cellule formate nel periodo
numero cellule
cellule/giorno =
n° giorni del periodo
223
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
lume cellulare cumulato = ∑ area del lume delle cellule formate nel periodo
lume cellulare cumulato
n°cellule formate nel periodo
lume cellulare cumulato
lume cellulare/giorno =
n° giorni del periodo
circonferenza = differenza fra le misure di circonferenza all' inizio e alla fine del periodo
lume cellulare medio =
3.4.2 Risultati
Analisi descrittiva dei dati grezzi
larice 1b98.f4
cembro 598.f3
lume cellulare
abete rosso 4b98.f4
1
10
19
28
37
46
55
64
numero di cellula
73
82
91
100
Fig. 8. Tracheidogrammi delle tre specie a confronto (le curve sono state traslate graficamente per
facilitarne la lettura)
Pinus cembra
Larix decidua
Picea abies
numero di
tracheidi
58.62 ± 0.28
50.19 ± 0.35
83.18 ± 0.24
area media del lume
(µ
µm)
707.46 ± 5.15
654.21 ± 12.98
629.95 ± 3.69
area massima del lume
(µ
µm)
1551.90 ± 30.17
1965.59 ± 84.61
1599.79 ± 29.88
Tab. 2. Tabella comparativa fra numero medio, dimensione media e dimensione
massima delle tracheidi.
224
Vinicio Carraro, Tommaso Anfodillo, Sergio Rossi
Analisi descrittiva dei dati elaborati
1200,0
1,6
1,4
1000,0
lume/giorno (micron)
cellule/giorno
1,2
800,0
1,0
600,0
0,8
0,6
400,0
cellule/giorno
0,4
200,0
lume cellulare/giorno
0,2
Fig. 9. Confronto fra il
numero e la dimensione delle
cellule formate nel periodo
(pino cembro, 1995).
0,0
0,0
1
2
3
4
5
6
7
8
20
18000
18
16000
numero di cellule
16
14000
14
12000
12
10000
10
numero cellule
8000
8
lume cellulare
cumulato
6
lume cellulare (micron)
momenti t-iesimi
Fig. 10. Confronto fra il
numero e la dimensione delle
cellule formate nel periodo
(abete rosso, 1995).
6000
4
4000
163
171
179
187
195 203 211
giorno giuliano
219
227
18000
16000
lume cellulare (micron)
14000
12000
10000
8000
Fig 11. Correlazione fra
numero di cellule formate nel
tempo e dimensione delle
stesse (abete rosso, 1996)
6000
4000
2
R = 0.6903
2000
0
6
7
8
9
10
11
12
13
14
numero di cellule
15
16
17
18
19
20
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
14
1,2
12
1
0,8
10
0,6
8
0,4
6
0,2
4
0
numero cellule
2
circonferenza (mm)
numero cellule
Confronti con i dendrometri
Fig. 12. Confronto fra il numero di
cellule formate e la variazione di
circonferenza (cembro, 1997)
-0,2
circonferenza
0
-0,4
177 183 189 195 201 207 213 219 225 231 237
1200
0,7
1000
0,6
0,5
800
0,4
600
0,3
400
lume cellulare medio
200
circonferenza
0
0,2
circonferenza (mm)
lume cellulare (micron)
giorno giuliano
Fig. 13. Confronto fra lume
cellulare medio e circonferenza (abete
rosso, 1995)
0,1
0
175 181 187 193 199 205 211 217 223 229
giorno giuliano
18000
0,7
16000
0,6
0,5
12000
10000
0,4
8000
0,3
6000
lume cellulare cumulato
4000
0,2
circonferenza
0,1
2000
0
0
173 178 183 188 193 198 203 208 213 218 223 228 233
giorno giuliano
circonferenza (mm)
lume cellulare (micron)
14000
Fig. 14. Confronto fra lume
cellulare cumulato e circonferenza del
fusto (abete rosso 1995)
225
16000
0,7
14000
0,6
0,5
12000
0,4
10000
0,3
8000
0,2
6000
0,1
4000
circonferenza (mm)
lume cellulare (micron)
Monitoraggio ambientale: metodologie ed applicazioni
a cura di T. ANFODILLO & V. CARRARO
Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001
0
lume cellulare cumulato
2000
-0,1
circonferenza
0
-0,2
180 185 190 195 200 205 210 215 220 225 230 235 240
giorno giuliano
Fig. 15. Confronto fra lume cumulato e circonferenza del fusto (abete rosso 1996)
3.4.3 Conclusioni
L’analisi cellulare degli anelli legnosi ha permesso di approfondire le
conoscenze riguardanti l’accrescimento radiale in larice, pino cembro e abete
rosso. In particolare ha messo in evidenza alcune differenze fra le specie
soprattutto per quanto riguarda il numero e la dimensione delle tracheidi.
Il larice per esempio produce un numero di cellule mediamente inferiore alle
altre due specie anche se presenta un legno primaticcio con tracheidi a lume
nettamente più ampio rispetto a cembro e abete rosso; la seconda parte
dell’anello si caratterizza invece per avere tracheidi a lume estremamente
ridotto. Un andamento di questo tipo potrebbe essere collegato alla particolare
fisiologia del larice che ha bisogno di una grande disponibilità idrica iniziale per
l’emissione delle foglie.
Il numero di tracheidi prodotte da una pianta e la loro dimensione media non è
costante nell’arco della stagione vegetativa, vi sono cioè periodi di incremento del
ritmo di formazione cellulare. La sincronizzazione con il tempo ha evidenziato che
durante tali periodi le tracheidi prodotte presentano lumi cellulari mediamente
più ampi a differenza di altri periodi in cui vengono prodotte poche cellule con
lume mediamente più piccolo.
Misure di circonferenza del fusto rilevate dai dendrometri e dati di
accrescimento cellulare elaborati mostrano in molti casi ritmi di variazione simili
rivelando che è stata effettuata una sufficientemente buona sincronizzazione fra
curve dei tracheidogrammi con quelle delle temperature. Viene così inoltre
confermata l’ipotesi di partenza per cui la dimensione delle cellule in formazione
è influenzata dall’andamento termico stagionale.
Visita ai siti sperimentali stazioni di Col de la Roa e Cinque Torri
227
BIBLIOGRAFIA
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Atti del XXXVIII Corso di Cultura in Ecologia, 2001
Indirizzi e-mail relatori ed organizzatori
Alessandro Benassi: [email protected]
Andrea Pitacco: [email protected]
Anne Thimonier: [email protected]
Carlo Urbinati: [email protected]
Franco Viola: [email protected]
Giacomo Gerosa: [email protected]
Marco Ferretti: [email protected]
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Tommaso Anfodillo: [email protected]
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