Biologia della Conservazione

STORIA E TEORIA DELLA BIOLOGIA DELLA CONSERVAZIONE

La Biologia della Conservazione è una delle scienze più recentemente emerse, essendo stata teorizzata negli ultimi decenni del secolo scorso. I presupposti per la nascita di questa disciplina sono comunque meno recenti, soprattutto in paesi come la Germania e l’India, in cui già dal XVIII secolo le pratiche tradizionali di gestione forestale e faunistica contemplavano una analisi delle risorse disponibili ed una loro gestione conservativa. I legami della moderna Biologia della Conservazione con le teorie e le pratiche precedenti, e anche con discipline di carattere più ampio, come l’ecologia, sono comunque ancora discussi e non chiari.

La nascita della moderna Biologia della Conservazione è fatta risalire agli anni ‘80, decennio in cui negli USA cresceva la discussione, nella stessa comunità scientifica, circa la validità dei principi alla base delle pratiche di gestione e preservazione della natura fino ad allora adottate (May 1975; Diamond & May 1976; Simberloff 1976; Margules et al. 1982; Soulé & Simberloff 1986). Allo stesso tempo, un movimento conservazionista indipendente si sviluppava in Australia, con presupposti e principi radicalmente differenti da quello statunitense (Margules 1989).

I conservazionisti americani (principalmente accademici, attenti a problemi di tipo concettuale e teoretico) organizzati nella nuova Society for Conservation Biology, vedevano la pubblicazione del loro “manifesto” già nel 1985 (Soulé 1985). Soulé teorizzava, in questo testo, la Biologia della Conservazione come disciplina di crisi (“Conservation biology differs from most other biological sciences in one important way: it is often a crisis discipline. Its relations to biology, particularly ecology, is analogous to that of surgery to physiology and war to political science.”), vocata alla conservazione del patrimonio biologico mondiale e regolata da precise norme etiche e pratiche. Successivamente, nasceva il termine “biodiversità”, il cui concetto si imponeva come uno dei punti focali della biologia della conservazione (Wilson 1988). Alla fine degli anni ’80 anche i conservazionisti australiani (molto più pragmatici e con un background di tipo gestionale) vedevano pubblicato il loro “manifesto” (Margules 1989). Negli anni seguenti comparvero i primi testi di sintesi del pensiero conservazionistico moderno (Soulé & Kohm 1989; Primack 1993; Meffe & Carroll 1994).

Negli USA le teorie e i principi di biologia della conservazione sono stati maggiormente influenzati da necessità e limiti di tipo amministrativo e legislativo, in particolare legati alla riforma dell’Endangered Species Act e di altre norme federali. Nell’ambito di queste revisioni viene per la prima volta ufficialmente devoluto allo stato e alle sue agenzie il compito di mantenere viable populations in aree idonee, con particolare attenzione per le popolazioni piccole e isolate, maggiormente esposte a fluttuazioni stocastiche.

La ricerca di principi generalizzabili per la determinazione della vitalità di una popolazione condusse in pochi anni alla formulazione del concetto di Minimum Viable Population (MVP) da parte di Shaffer (1978) ed alla ricerca di algoritmi stocastici per la determinazione di questo valore: nasce in questo modo la Population Viability Analysis (PVA), definita da Gilpin & Soulé (1986) come il processo necessario all’ottenimento della MVP (vedi anche Boyce 1992). Nonostante l’uso diffusissimo della PVA in conservazione, molti dubbi rimangono circa la possibilità di ottenere stime accurate dei parametri necessari e, quindi, circa la validità delle previsioni formulate (Shrader-Frechette & McCoy 1993; Sarkar 1996). Le maggiori critiche all’approccio teoretico nordamericano sono comunque venute dai conservazionisti australiani, convinti fra l’altro che l’eccessiva attenzione da parte dei biologi della conservazione per le piccole popolazioni isolate (probabilmente destinate comunque all’estinzione a causa delle fluttuazioni casuali) potesse distogliere l’attenzione dalle popolazioni in declino ma più numerose e meno isolate, forse più idonee a beneficiare dell’aiuto dato dagli studi e dalle operazioni di conservazione (Margules 1989; Caughley 1994).

A partire dal 1995 appare comunque evidente la necessità di una base comune su cui fondare la nuova scienza della conservazione. I tentativi di accordo scaturiscono nella pubblicazione di una “piattaforma di dialogo” da parte dei conservazionisti australiani (Margules & Pressey 2000) e da parte di quelli americani, sfociate nel riconoscimento del ruolo fondamentale delle reti di aree protette o di conservazione (conservation area network): lo scopo della biologia della conservazione dovrebbe quindi essere quello di pianificare in modo sistematico le azioni di conservazione, attraverso procedure di adaptive management (Holling 1978) a livello di paesaggi (secondo i principi della landscape ecology).

La moderna biologia della conservazione prevede un processo in 10 fasi (inizialmente sei, secondo Margules & Pressey 2000) per una azione sistematica di conservazione (Sarkar 2004). Le fasi previste sono riportate nell'elenco sottostante (da Sarkar 2004, modificata), riferite alla creazione di una conservation area network in un contesto di tipo regionale.

1. ACQUISIZIONE DEI DATI SULLA BIODIVERSITA’

• Acquisizione dei dati sulla distribuzione dei parametri biologici e ambientali a qualsiasi livello di organizzazione (questo stadio richiede normalmente l’ausilio di GIS, database e geodatabase);
• Raccolta di nuovi dati su popolazioni e parametri ambientali, limitatamente al tempo disponibile;
• Determinazione dello status di conservazione per le entità biologiche esaminate (rarità, endemismo, minacce, etc.);
• Determinazione della affidabilità dei dati, in via formale e informale, con particolare attenzione al processo di selezione dei dati.
  

2. SCELTA DI SURROGATI QUANTIFICABILI E STIMABILI PER LA BIODIVERSITA’

• Scelta di surrogati per la biodiversità per una parte dell’area di studio, esplicitando i criteri utilizzati nella selezione;
• Scelta di set alternativi di stimatori per i surrogati, che possano essere quantificati e facilmente stimati sul campo;
• Scelta delle aree prioritarie attraverso l’uso di set di surrogati reali (non stimati);
• Scelta delle aree prioritarie con l’uso del numero maggiore di combinazioni di stimatori di surrogati;
• Determinazione del miglior set di stimatori dei surrogate sulla base di efficienza e accuratezza della stima.
  

3. DETERMINAZIONE DEGLI OBIETTIVI DELLE AZIONI DI CONSERVAZIONE

• Determinazione di obiettivi quantitativi per la copertura dei surrogati;
• Determinazione di obiettivi quantitativi per l’intero network;
• Determinazione di obiettivi quantitativi minimi per popolazioni, aree, etc.;
• Determinazione dei criteri di progettazione del network (p.es. connettività);
• Determinazione di precise finalità per aspetti diversi dalla biodiversità.
  

4. REVIEW DELLE AREE DI CONSERVAZIONE ESISTENTI

• Stima del grado di soddisfazione degli obiettivi (identificati nella fase 3) grazie alle aree di conservazione già esistenti.
  

5. DETERMINAZIONE DI NUOVE AREE PRIORITARIE PER LA CONSERVAZIONE

• Determinazione della priorità delle diverse aree in termini di biodiversità, per creare un set di potenziali reti di aree di conservazione;
• Rideterminazione delle priorità delle diverse aree partendo dai limiti imposti dalle aree protette esistenti (opzionale);
• Incorporazione dei criteri di progettazione (forma, dimensioni, dispersione e connettività.
  

6. “PROGNOSI” PER LA BIODIVERSITA’ IN OGNI AREA POTENZIALE DI INTERVENTO

• Esecuzione di PVA per il maggior numero possibile di specie, usando il numero maggiore possibile di modelli;
• Esecuzione delle migliori analisi di habitat-based viability possibili, per l’ottenimento di “prognosi” per tutte le specie in ogni potenziale area di conservazione;
• Determinazione della vulnerabilità di una potenziale area di conservazione alle minacce esterne (attraverso l’utilizzo di tecniche quali la risk analysis).
  

7. RIFINITURA DELLE RETI DI AREE OBIETTIVO

• Cancellazione dei surrogati da un’area potenziale se la viability per lo stesso surrogato non è sufficientemente alta;
• Reiterazione del programma di definizione delle priorità (per identificare aree prioritarie secondo il loro valore di biodiversità);
• Incorporazione dei criteri di progettazione (forma, dimensioni, dispersione, connettività etc.).
  

8. STUDIO DI FATTIBILITA’ CON SINCRONIZZAZIONE DEI CRITERI MULTIPLI

• Ordinamento di ciascun set di potenziali aree di conservazione attraverso ciascuno dei criteri utilizzati (eccetto la biodiversità);
• Ricerca delle soluzioni migliori;
• Eliminazione di tutte le altre soluzioni;
• Selezione di una fra le migliori soluzioni.
  

9. IMPLEMENTAZIONE DEL PIANO DI CONSERVAZIONE

• Determinazione della modalità legale di protezione più appropriata per ciascuna area;
• Determinazione delle modalità di management più appropriate per ciascun surrogato-obiettivo;
• Qualora l’implementazione del piano di conservazione fosse impossibile, ritornare alla Fase 5;
• Determinazione del cronogramma per l’implementazione, in relazione alle risorse disponibili.
  

10. REVISIONE PERIODICA DEL NETWORK

• Definizione degli obiettivi di gestione e dei rispettivi tempi in ogni area protetta;
• Determinazione degli indicatori per la verifica del raggiungimento degli obiettivi;
• Misurazione periodica degli indicatori;
• Ritorno alla Fase 1.
  
  

BIBLIOGRAFIA

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