ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΑΙΓΑΙΟΥ ΤΜΗΜΑ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ

ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΑΙΓΑΙΟΥ ΤΜΗΜΑ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΙ ΕΙΣΒΟΛΕΙΣ: Η ΠΕΡΙΠΤΩΣΗ ΤΟΥ Ailanthus altissima ΣΤΗ ΛΕΣΒΟ ΑΝΑΣΤΑΣΙΑ ΑΘ. ΠΑΤΕΡΑ ΕΠΙΒΛΕΠΩΝ ΚΑΘΗΓΗΤΗΣ: ΓΙΑΝΝΗΣ ΜΑΤΣΙΝΟΣ ΣΥΝΕΠΙΒΛΕΠΩΝ ΚΑΘΗΓΗΤΗΣ: ΑΚΗΣ ΣΙΑΜΑΝΤΖΙΟΥΡΑΣ ΜΥΤΙΛΗΝΗ ΔΕΚΕΜΒΡΙΟΣ 2012

ΔΙΑΤΡΙΒΗ Που υποβλήθηκε στο Πρόγραμμα Μεταπτυχιακών Σπουδών Περιβαλλοντική Πολιτική και Διαχείριση του Τμήματος Περιβάλλοντος ως μέρος των απαιτήσεων για την απόκτηση Διπλώματος Ειδίκευσης στην Περιβαλλοντική Πολιτική και Διαχείριση 1

ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΔΙΠΛΩΜΑΤΙΚΗΣ ΔΙΑΤΡΙΒΗΣ Αξιολόγηση Διπλωματικής Διατριβής της: Αναστασίας Αθ. Πατέρα Θέμα: ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΙ ΕΙΣΒΟΛΕΙΣ: Η ΠΕΡΙΠΤΩΣΗ ΤΟΥ Ailanthus altissima ΣΤΗ ΛΕΣΒΟ Ημερομηνία παρουσίασης: Η παρούσα διπλωματική διατριβή αφού εξετάστηκε ως προς: τη δομή/μορφή της εργασίας, τη σαφήνεια του ερευνητικού ερωτήματος, τη βιβλιογραφική έρευνα, τη θεωρητική τεκμηρίωση, τη μεθοδολογία, το εμπειρικό μέρος την αυτονομία της έρευνας, την ποιότητα παρουσίασης καθώς και τελικά συμπεράσματα της έρευνας, από την τριμελή επιτροπή αξιολόγησης που αποτελείται από τους: Ονοματεπώνυμο Ονοματεπώνυμο Ονοματεπώνυμο Ιδιότητα Ιδιότητα Ιδιότητα Συνολικά αξιολογήθηκε με βαθμό... O Διευθυντής του ΠΜΣ Καθηγητής 2

Αυτή τη διατριβή την αφιερώνω στους γονείς μου. Χωρίς αυτούς δεν θα τα είχα καταφέρει. 3

Ευχαριστίες Θα ήθελα να ευχαριστήσω τους επιβλέποντες καθηγητές μου Γιάννη Ματσίνο και Άκη Σιαμαντζιούρα, για την υπομονή τους, τις συμβουλές τους και τις επισημάνσεις τους. Το εργαστήριο περιβάλλοντος «Διαχείρησης Βιοποικιλότητας» και το εργαστήριο γεωγραφίας «Φυσικών Καταστροφών» του Πανεπιστημίου Αιγαίουκαθώς και τον Κύριο Καλαμποκίδη και τον Κο Χατζόπουλο για την παροχή των δεδομένων. Τον Κο Florent Mouillot του τμήματος Ressources Vivantes, Centre d Ecologie Fonctionnelle et Evolutive για την καθοδήγηση όσον αφορά στη χρήση του λογισμικού μοντέλου Fragstat. Τον πατέρα μου, την μητέρα μου, την αδερφή μου, την Διαμάντω, την Γεωργία τον Μενέλαο, ήταν οι πρώτοι άνθρωποι που διάβαζαν και σχολίαζαν τα κείμενα μου. Τους συμφοιτητές μου Δημήτρη, Αναστασία, Γιάννη, Άγγελο, Γούμπη, Νένα, Φωτεινή για την παρέα και την συμπαράστασή τους καθ όλη την διάρκεια συγγραφής αυτής της διατριβής. 4

Περίληψη Ονοματεπώνυμο: Αναστασία Αθ. Πατέρα Τίτλος Νοέμβριος 2012 ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΙ ΕΙΣΒΟΛΕΙΣ: Η ΠΕΡΙΠΤΩΣΗ ΤΟΥ Ailanthus altissima ΣΤΗ ΛΕΣΒΟ Οι βιολογικές εισβολές αποτελούν σημαντική συνιστώσα της περιβαλλοντικής αλλαγής με τον κατακερματισμό του τοπίου να παίζει σημαντικό ρόλο στην έντασή τους. Στην παρούσα έρευνα γίνεται μια προσπάθεια κατανόησης του μηχανισμού επιλογής της περιοχής από τον βιολογικό εισβολέα, σύμφωνα με τα χωρικά χαρακτηριστικά των κατατμημάτων και του τοπίου. Αναλύθηκαν δείκτες τοπίου (Έκτασης-Συνόρουυ, Σχήματος, Συνδεσιμότητας, Ετερογένειας) και βρέθηκε ότι κυρίαρχο ρόλο στην επιλογή του βιολογικού εισβολέα παίζει το μέγεθος του κατατμήματος, το σχήμα του και η ένταση κατακερματισμού του τοπίου. Επίσης παρατηρήθηκε ότι η παρουσία του συνδέεται στενά με την απόσταση από το οδικό δίκτυο. Abstract Name: Anastasia Ath. Patera Title November 2012 BIOLOGICAL INVASIONS: THE CASE OF Ailanthus altissima IN LESVOS ISLAND, GREECE Biological invasions are a major effect on environmental change due to the fragmentation of the landscape that plays an important role in their intensity. The present research is an attempt to understand the mechanism of choice in the area of biological invasion, according to the spatial characteristics of patches and landscape. The landscape indicators are analysed (Area and Edge indices, Shape indices, Aggregation indices, Diversity indices) and found that the dominant role in the selection of biological invasions (biological invader) is patch size, patch shape and intensity of fragmentation of the landscape.it has been also observed that it s presence is closely related with the distance from the road network. 5

Περιεχόμενα Τίτλος... 5 Title... 5 1. ΕΙΣΑΓΩΓΗ... 8 1.1. Βιολογικές εισβολές... 8 1.2. Οικολογία τοπίου... 11 1.3. Κατακερματισμός... 13 1.4. Σκοπός εργασίας... 15 2. ΜΕΘΟΔΟΛΟΓΙΑ... 16 2.1. Ο βιολογικό εισβολέας Ailanthus altissima... 16 2.2 Περιοχή μελέτης... 18 2.3 Πηγές δεδομένων... 19 2.5. Ανάλυση χαρακτηριστικών τοπίου... 22 2.5.1. Δείκτες Έκτασης-Συνόρου... 24 2.5.2. Δείκτες Σχήματος... 25 2.5.3 Δείκτες Συνδεσιμότητας... 27 2.5.4. Δείκτες Ετερογένειας... 29 2.6. Γεωγραφικά συστήματα πληροφοριών... 31 2.7. Στατιστική ανάλυση... 32 2.7.1. Έλεγχος Kolmogorov-Smirnov... 32 2.7.2. Έλεγχος Wilcoxon... 33 3. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ... 34 3.1. Πιθανή θέση βιολογικού εισβολέα... 34 3.2. Χωρική κατανομή των δεικτών τοπίου... 39 3.2.1. Δείκτες Έκταση-Συνόρου... 39 3.3. Αποτελέσματα ελέγχου κανονικότητας... 45 3.3.1. Έλεγχος κανονικότητας Kolmogorov-Smirnov... 45 3.3.2. Διαγράμματα Q-Q... 46 3.2.2.1. Δείκτες Έκταση-Συνόρου... 46 3.2.2.2. Δείκτες Σχήματος... 47 3.2.2.3 Δείκτες Συνδεσιμότητας... 48 3.2.2.4. Δείκτες Ετερογένειας... 49 3.4. Σύγκριση ανά ζεύγη Wilcoxon... 50 3.3.1. Δείκτες Έκταση-Συνόρου... 50 6

3.3.2. Δείκτες Σχήματος... 51 3.3.3 Δείκτες Συνδεσιμότητας... 53 3.3.4. Δείκτες Ετερογένειας... 54 4. ΣΥΖΗΤΗΣΗ... 57 5. ΣΥΖΗΤΗΣΗ... 59 6. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ... 60 6.1. Ξένη Βιβλιογραφία... 60 6.2. Ελληνική Βιβλιογραφία... 65 6.3. Διαδίκτυο... 66 7

1. ΕΙΣΑΓΩΓΗ 1.1. Βιολογικές εισβολές Σύμφωνα με το εκτελεστικό διάταγμα 13112 του 1999 των ΗΠΑ (executive order 13112, 1999), «εισβολικά είδη» είναι τα μη αυτόχθονα είδη, των οποίων η εισαγωγή, προκαλεί ή είναι πιθανό να προκαλέσει οικονομική ή περιβαλλοντική ζημία, ή ζημία στην ανθρώπινη υγεία. Τα εισβολικά είδη μπορούν να είναι φυτά, ζώα αλλά και άλλοι οργανισμοί (π.χ. μικρόβια). Οι βιολογικές εισβολές είναι ευρέως αναγνωρισμένες ως μία σημαντική, της παγκόσμιας περιβαλλοντικής αλλαγής, με συχνό αποτέλεσμα την απώλεια στην οικονομική αξία, την βιολογική ποικιλότητα και τη λειτουργία των εισβαλόμενων οικοσυστημάτων (Lambdon et al. 2008). Αν και έχουν παρατηρηθεί εδώ και πολλές δεκαετίες πριν, μόνο κατά τη διάρκεια των δύο τελευταίων δεκαετιών έχουν ερευνηθεί εκτενώς οι συνέπειες τους και αυτό οφείλεται κυρίως στην συνειδητοποίηση των επιπτώσεών τους (Arianoutsou et al. 2010). Οι βιολογικές εισβολές έχουν σημαντικές αρνητικές κοινωνικό-οικολογικές επιπτώσεις (Primental et al. 2001). Μερικά είδη εισβολέων προκαλούν μεγάλα κοινωνικό-οικολογικά προβλήματα με πιο πρόσφατα παραδείγματα τον αφθώδη πυρετό και τη νόσο των πουλερικών τα οποία είχαν σημαντικές επιπτώσεις στην Ευρωπαϊκή Ένωση. Άλλες επιπτώσεις είναι μη αντιληπτές και είναι η αιτία μακροχρόνιων αλλαγών στα οικοσυστήματα, όπως η αλλαγή στη σύνθεση και στη λειτουργία τους καθώς και την απώλεια της βιοποικιλότητας (Lloret et al. 2004). Υπάρχει η ανάγκη να κατανοήσουμε καλύτερα το πώς αντιλαμβάνεται ο άνθρωπος αυτές τις επιπτώσεις και τις επιλογές που έχει σχετικά με τη χρήση και τη διαχείριση των εισβολικών ειδών. Κάποια εξωτικά είδη φυτών είναι στη βάση πολλών συστημάτων διαχείρισης των πόρων, όπως η γεωργία, η κηπουρική, η δασοκομία και η αρχιτεκτονική τοπίου. Όταν τα εισβολικά είδη παρέχουν σημαντικά οφέλη για τους ανθρώπους, δεν μπορεί να υπάρξει περιορισμός στη χρήση τους, εκτός εάν τα ενδιαφερόμενα μέρη (stakeholders) θεωρούν ότι οι πολιτικές στοχεύουν τόσο για κοινωνικό-οικονομική όσο και οικολογική αειφορία. Είναι σημαντικό, επομένως, να εξεταστεί πως οι άνθρωποι αντιλαμβάνονται και ανταποκρίνονται στα εισβολικά είδη για την ανάπτυξη αποτελεσματικής περιβαλλοντικής πολιτικής, ειδικά τώρα που οι κλιματικές αλλαγές ενισχύουν τον οικολογικό κίνδυνο (Bardslay και Jones 2007, σελ. 230). Για το λόγο αυτό έχουν πραγματοποιηθεί μελέτες σχετικά με τις κοινωνικές στάσεις απέναντι στις βιολογικές εισβολές στα οικοσυστήματα. Ενώ πολλά οικοσυστήματα σε όλο τον κόσμο έχουν υποστεί βιολογικές εισβολές από ετερόχθονα είδη τα οποία εισήχθησαν σκόπιμα ή κατά λάθος από τον άνθρωπο, η τοπική και περιφερειακή αφθονία των εξωτικών ειδών (δηλαδή ο βαθμός της εισβολής) εξαρτάται από 8

τρεις παράγοντες. Τα ιστορικά στοιχεία (π.χ. αριθμός, συχνότητα και χρόνος από την εισαγωγή), την δυνατότητα να εισβάλει το είδος και την αντίσταση των οικοσυστημάτων στην εισβολή (Lonsdale, 1999). Η δεκτικότητα (αντίσταση) των οικοσυστημάτων στις βιολογικές εισβολές καθορίζεται από βιοτικούς και περιβαλλοντικούς παράγοντες (Lonsdale 1999). Η αφθονία των ειδών λαμβάνεται συχνά υπόψη ως βιοτικός δείκτης της δεκτικότητας σε εισβολές (Shea και Chesson, 2002 και Levine et al., 2004) ενώ έχει διαπιστωθεί ότι η εισαγωγή ετεροχθόνων ειδών σε ένα οικοσύστημα περιορίζεται από των τοπική αφθονία των ειδών (Levine 2000). Επιπλέον η δεκτικότητα στις εισβολές, φαίνεται να εξαρτάται από την ταυτότητα του εισβολέα και τα χαρακτηριστικά του είδους του, ως εκ τούτου, η δυνατότητα εισβολής δεν αποτελεί σταθερό χαρακτηριστικό ενός οικοσυστήματος (Lloret et al., 2005). Μάλλον, επειδή η δυνατότητα εισβολής καθορίζεται από την αλληλεπίδραση των εισβολικών ειδών με τους αυτόχθονες ζώντες οργανισμούς και τα όρια που επιβάλλονται από τους περιβαλλοντικούς περιορισμούς, η δυνατότητα εισβολής σε ένα συγκεκριμένο οικοσύστημα δείχνει να είναι συγκεκριμένο χωρικά και χρονικά (Thomsen et al., 2006). Μόνο συγκρίνοντας πώς μια σειρά διαφορετικών εισβολικών ειδών εισβάλουν στο ίδιο σύνολο οικοσυστημάτων ίσως θα μπορούσαμε να είμαστε σε θέση να διακρίνουμε σε τι βαθμό διαφέρουν οι εισβολές μεταξύ των οικοσυστημάτων, και τα χαρακτηριστικά του εισβαλόμενου οικοσυστήματος ή των εισβολικών ειδών (Mitchell et al., 2006). Ένας άλλος καθοριστικός παράγοντας στην δεκτικότητα των εισβολών είναι το κλίμα. Τα περισσότερα εισβολικά φυτά με πετυχημένες εισαγωγές έχουν προσαρμοστεί στις κλιματολογικές συνθήκες των εισβαλόμενων οικοσυστημάτων. Στα μεσογειακά οικοσυστήματα όπου το κλίμα χαρακτηρίζεται από ζεστά και ξηρά καλοκαίρια, η διαθεσιμότητα του νερού συχνά περιορίζει την εγκατάσταση των φυτών και την παραγωγή βιομάζας (Vila M. Et al., 2008). Για τον λόγο αυτό αναμένεται τα μεσογειακά οικοσυστήματα να καθίστανται πολύ ευαίσθητα σε εισβολές (Lavorel et al., 1998). Αυτή η αλλαγή στο κλίμα θα τροποποιήσει ενδεχομένως τις κατανομές των φυτών και τις αλληλεπιδράσεις μεταξύ τους. Σε αυτό το σενάριο οι αλλαγές στις κλιματικές συνθήκες των οικοσυστημάτων μπορεί να γίνουν σημαντικές για την εγκατάσταση εισβολικών φυτών (Vila M. Et al., 200). Οι φυσικές κοινότητες θα επηρεαστούν επίσης και από δευτερεύουσες επιπτώσεις τις κλιματικές αλλαγής όπως είναι οι πυρκαγιές, οι διαταραχές από ανέμους, οι πλημμύρες και η βόσκηση. Όλες μαζί αυτές οι αλλαγές μπορούν να αυξήσουν την ευαισθησία των οικοσυστημάτων στην εισβολή από αλλόχθονα είδη (Ladd et al. 2005). Οι Bardslay και Jones (2007) εστίασαν στα νησιά της Μεσογείου κατά τη διάρκεια της εποχής που διανύουμε η οποία χαρακτηρίζεται από ραγδαίες περιβαλλοντικές αλλαγές λόγω της παγκόσμιας κλιματικής αλλαγής και των ανθρωπογενών συστημάτων που επηρεάζουν τις κλιματικές συνθήκες. Οι Lloret et al. (2004) βρήκαν πάνω από 400 είδη φυτών τα οποία 9

εισήχθησαν σε μόνο οκτώ κύρια νησιά της λεκάνης της Μεσογείου. Νέα είδη και το γενετικό τους υλικό αλληλεπιδρούν συνεχώς στη Μεσόγειο και συναλλάσσονται με τα τοπικά είδη (Gritti et al. 2006). Τα εξωτικά είδη εξαπλώνονται σκόπιμα λόγω των ωφέλιμων αξιών τους αλλά και κατά λάθος μέσω των ταξιδιών και του εμπορίου. Η Μεσόγειος έχει μακρά ιστορία σε εισαγωγές ετεροχθόνων ειδών, λόγω του ότι τα λιμάνια και τα νησιά της έχουν χρησιμοποιηθεί ως κέντρα εμπορίου για χιλιετίες (Bardslay και Jones 2007). Οι βιολογικές εισβολές από ετερόχθονα είδη φυτών θεωρείται ως ένας από τους σημαντικότερους παράγοντες της περιβαλλοντικής αλλαγής στα μεσογειακά οικοσυστήματα (Sala et al. 2000). Αν και οι πιθανές συνέπειες των εισβολών από μη ενδημικά είδη φυτών περιλαμβάνουν αλλαγές στη σύνθεση των ενδημικών ειδών, την δομή των κοινοτήτων, τις ροές των θρεπτικών συστατικών και του νερού, καθώς και τις διαταραχές των οικοσυστημάτων, μόνο περιορισμένες πληροφορίες υπάρχουν ως προς την φύση των επιπτώσεων στα οικοσυστήματα της Μεσογείου (Levine et al. 2003). Υπάρχει επείγουσα ανάγκη για συγκριτικές μελέτες που αξιολογούν τις επιπτώσεις των διαφορετικών εισβολικών ειδών στα μεσογειακά οικοσυστήματα (Vila et al. 2006). Η ετερόχθονη χλωρίδα των νησιών της Μεσογείου αποτελείται από ένα μικρό αριθμό ειδών που υπάρχουν σε πολλά νησιά, ενώ τα περισσότερα βρίσκονται σε μόνο ένα ή ορισμένα νησιά (Lloret et al. 2004). Ως εκ τούτου τα νησιά της Μεσογείου αποτελούν εξαιρετική ευκαιρία να αξιολογηθεί το σχετικό μέγεθος των επιπτώσεων των εισβολικών ειδών σε μια ενιαία διάπλαση και να μεταβεί κλιμακωτά από τις τοπικές στις περιφερειακές επιπτώσεις (Pauchard et al. 2004). Τα νησιά της λεκάνης της Μεσογείου βρίσκονται σε μεγαλύτερο κίνδυνο από βιολογικές εισβολές, κυρίως στις παράκτιες περιοχές (Vila et al. 2006). Αξίζει να σημειωθεί ότι τα μεσογειακά δάση, ακόμη και αν εκτεταμένα εκτίθενται στην πίεση εισβολών, περιέχουν ένα μικρό ποσοστό αφθονίας βιολογικών εισβολέων σε σύγκριση με τα λιβάδια (Vilà et al., 2007). Επιπλέον έχει παρατηρηθεί ότι τα νησιά είναι εξαιρετικά ευάλωτα στις βιολογικές εισβολές σε σχέση με τις ηπειρωτικές περιοχές (McDonald & Cooper 1995). Σε μερικές περιοχές, οι βιολογικές εισβολές μαζί με τις αλλαγές στη χρήση γης υπολογίζονται σαν τις κύριες αιτίες απώλειας τις βιοποικιλότητας (Wilcove et al. 1998). Τα ετερόχθονα είδη φυτών γίνονται εισβολική απειλή όχι μόνο για τον πλούτο και τη σύνθεση των ειδών αλλά και για τις τροφικές αλληλεπιδράσεις και τις οικοσυστημικές λειτουργίες (Vila et al. 2010). Επίσης η απώλεια των ενδιαιτημάτων και ο κατακερματισμός μειώνουν την ποικιλότητα των ειδών και τη βιωσιμότητα των ειδών (Fischer and Lindenmayer 2007). Παρόλο που τα δύο φαινόμενα συνδέονται στενά (Didham et al. 2007) οι επιπτώσεις τους στην βιοποικιλότητα συνήθως εξετάζεται ξεχωριστά (Hoffmeister et al. 2005). Οι βιολογικές εισβολές και οι αλλαγές στις χρήσεις γης είναι δύο συνιστώσες που μπορούν να επηρεάσουν η μία την άλλη (Hobbs 2000). Οι εισβολείς έχουν τη δυνατότητα να αλλάξουν δραματικά τις χρήσεις γης και κατά συνέπεια να επηρεάσουν τη λειτουργία των οικοσυστημάτων. Υπάρχει 10

ένας συντριπτικός αριθμός εμπειρικών στοιχείων που δείχνουν ότι η εμφάνιση και η αφθονία των εξωτικών ειδών φυτών συνδέεται με την ένταση της χρήσεις γης (Pysek et al. 2010). Επίσης είναι σαφές ότι τα φυσικά οικοσυστήματα στα οποία κυριαρχούν οι ανθρώπινες δραστηριότητες έχουν υποστεί περισσότερες εισβολές σε σχέση με τις μεγάλες και συνεχείς εκτάσεις άγριας φύσης (Guirado et al. 2006, Leyva et al. 2006, McKinney 2006). Συχνά γίνεται εξέταση του ρόλου της δυναμικής του τοπίου ως παράγοντας που επηρεάζει τις εισβολές, αποδεικνύοντας ότι οι εκτεταμένες και επαναλαμβανόμενες εισαγωγές, σε συνδυασμό με τις διαταραχές σε επίπεδο τοπίου, παίζουν βασικό ρόλο στην εξάπλωση ορισμένων εισβολέων (DeGasperis και Motzkin 2007). Έχει διερευνηθεί κατά πόσο, συγκεκριμένες χρήσεις γης διαφέρουν ως προς την ευαισθησία τους στις βιολογικές εισβολές και έχει μελετηθεί η επίδραση των ξενικών ειδών σε μεγάλης κλίμακας μεταβλητές (Chytry et al. 2008, Gavier-Pizarro et al. 2010, Pysek et al. 2010). 1.2. Οικολογία τοπίου Η περιγραφή της δομής ενός τοπίου μπορεί να ποσοτικοποιηθεί με τη χρήση δεικτών, οι οποίοι περιγράφουν διάφορα γνωρίσματα των επιμέρους στοιχείων ενός τοπίου και της ύπαρξης τους μέσα σε αυτό. Η χρήση των δεικτών αυτών έχει γίνει αποδεκτή στην ανάλυση τοπίων, λόγω της συσχέτισής τους με διάφορες λειτουργίες (Liu και Taylor 2002 και Weins et al. 2002) και των δυνατοτήτων που διαθέτουν στην ανάλυση τοπίου μέσω των Γεωγραφικών Συστημάτων Πληροφοριών και οικολογικών λογισμικών μοντέλων όπως είναι το Fragstats (McGarigal και Marks 2003). Η περιγραφή της σύνθεσης ενός τοπίου (landscape) στηρίζεται σε μετρήσεις γνωρισμάτων του συγκεκριμένου τοπίου (Turner et al. 2001). Αυτό γίνεται με την περιγραφή του αριθμού και των κατηγοριών τύπων κάλυψης (classes) ή στοιχείων του τοπίου που υπάρχουν σε αυτό, συνδυάζοντας τα συνηθισμένα μέτρα διασποράς της έκτασης και του αριθμού των κατατμημάτων (patches) των μεγεθών αυτών των τύπων. Χρησιμοποιούνται πάνω από 100 δείκτες για την ανάλυση των χαρακτηριστικών των επιμέρους στοιχείων του τοπίου και του τοπίου ως σύνολο. Οι δείκτες τοπίου μπορούν να διαχωριστούν σύμφωνα με την ιδιότητα τους στις εξής κατηγορίες: Δείκτες έκτασης-συνόρου Η κατηγορία αυτή συμπεριλαμβάνει δείκτες που σχετίζονται με το μέγεθος του τοπίου, των κατατμημάτων και των κατηγοριών κατατμήματος καθώς επίσης και δείκτες που σχετίζονται με τα σύνορα τους. Δείκτες σχήματος 11

Σε αυτή τη κατηγορία ανήκουν δείκτες που περιγράφουν την γεωμετρική πολυπλοκότητα των κατατμημάτων χωρίς να γίνεται διάκριση στην μορφολογία τους, αφού θεωρείται ασήμαντη σε εφαρμογές οικολογίας τοπίου. Δείκτες συνδεσιμότητας-εξάπλωσης Οι δείκτες αυτοί περιγράφουν την «υφή του τοπίου». Συμπεριλαμβάνονται δείκτες που σχετίζονται με α) διασπορά, β) εξάπλωση, γ)υποδιαίρεση και δ)απομόνωση. Δείκτες ετερογένειας Αποτελούνται από τους α) δείκτες πλούτου οι οποίοι περιγράφουν τον αριθμό των κατατμημάτων και τους β) δείκτες ισοδιανομής οι οποίοι περιγράφουν την κατανομή των διαφορετικών τύπων κατατμήματος στην περιοχή. Η επιλογή τους σε κάθε έρευνα εξαρτάται από το ποια ερωτήματα πρέπει να απαντηθούν ώστε να εκπληρωθεί ο στόχος της έρευνας. Αρκετοί από τους δείκτες αφορούν στην ίδια πληροφορία, επομένως βασικός κανόνας είναι να επιλεγεί μόνο ένας μεταξύ ομοειδών δεικτών (McGarigal και Marks 2003). Έχει παρατηρηθεί επίσης ότι οι δείκτες οι οποίοι περιγράφουν τα χαρακτηριστικά των τύπων κάλυψης (classes), βασιζόμενοι σε μετρήσεις κάθε κατατμήματος ξεχωριστά, παρουσιάζουν ισχυρότερες συσχετίσεις (Turner et al. 2001). Το σχήμα των κατατμημάτων αποτελεί ένα σημαντικό στοιχείο της δομής του τοπίου διότι επιδρά στις ροές ύλης και ενέργειας τόσο μέσα στο τοπίο όσο και μεταξύ των γειτονικών κατατμημάτων (Forman 1995). Οι μετρήσεις του τοπίου επικεντρώνονται στο χωρικό χαρακτήρα και τη κατανομή των κατατμημάτων σαν μονάδες ή σαν σύνολο κατατμημάτων με κοινά χαρακτηριστικά. Ενώ τα επιμέρους κατατμήματα διαθέτουν σχετικά θεμελιώδεις χωρικά χαρακτηριστικά (πχ. Το μέγεθος, την περίμετρο, το σχήμα), τα σύνολα των κατατμημάτων με κοινά χαρακτηριστικά μπορούν να έχουν μια ποικιλία ιδιοτήτων που αφορούν την ομάδα των κατατμημάτων. Οι δείκτες στο λογισμικό μοντέλο Fragstats υπολογίζονται σε τρία διαφορετικά επίπεδα, τα οποία αντιστοιχούν σε μια λογική ιεράρχηση οργάνωσης της χωρικής ετερογένειας του μωσαϊκού των κατατμημάτων. Σε επίπεδο τοπίου (landscape), σε επίπεδο κατηγορίας τύπου κάλυψης (class) και σε επίπεδο κατατμήματος (patch). Κάποιοι δείκτες υπολογίζονται και στα τρία επίπεδα, ενώ κάποιοι άλλοι μόνο σε επίπεδο κλάσης ή κατατμήματος (McGarigal και Marks 2003). Μετρήσεις σε επίπεδο κελιών. Παρέχουν την πλέον αξιόπιστη χωρική μονάδα ανάλυσης για τον χαρακτηρισμό χωρικών μοτίβων σε έναν θεματικό χάρτη. Ορίζονται για μεμονωμένα κελιά ενός ψηφιδωτού αρχείου και χαρακτηρίζουν το χωρικό περιεχόμενο των κελιών χωρίς να λαμβάνουν υπόψη σε ποιο κατάτμημα η κλάση ανήκουν. Με άλλα λόγια, οι μετρήσεις σε επίπεδο κελιών δεν στηρίζονται στην ανάλυση κατατμημάτων, έστω και αν τα γειτονικά κελιά (τα οποία ορίζονται από το χρήστη), χαρακτηρίζονται από τη δομή ενός μωσαϊκού από 12

κατατμήματα οι οποίες περιβάλλουν το κελί. Το αποτέλεσμα είναι ένα ψηφιδωτό αρχείο στο οποίο κάθε κελί περιέχει μία τιμή. Μετρήσεις σε επίπεδο κατατμήματος. Ορίζονται για κάθε κατάτμημα ξεχωριστά και προσδιορίζουν το χωρικό χαρακτήρα και το περιεχόμενο κάθε κατατμήματος. Αυτές οι μετρήσεις χρησιμεύουν ως βάση σε διάφορους υπολογισμούς μετρήσεων σε επίπεδο τοπίου αλλά είναι εξίσου σημαντικές και μόνες τους ξεχωριστά σε κάποιες μελέτες. Μετρήσεις σε επίπεδο κατηγορίας τύπου κατατμήματος. Συγκεντρώνουν όλα τα κατατμήματα ενός συγκεκριμένου τύπου σε μια κατηγορία και εμφανίζουν τις ιδιότητες τους που προκύπτουν από το σύνολο τους. Σε πολλές εφαρμογές, τοκύριο ενδιαφέρον είναι στην ποσότητα και κατανομή μιας συγκςκριμένης κατηγορίας τύπου κατατμήματος. Μετρήσεις σε επίπεδο τοπίου. Ενσωματώνουν όλες τις κατηγορίες τύπου κατατμημάτων. Αντικατοπτρίζουν τις ιδιότητες του συνολικού τοπίου, παρέχοντας ένα μέσο για την ποσοτικοποίηση την έκταση και τον κατακερματισμό του κάθε τύπου κατατμήματος. 1.3. Κατακερματισμός Υπάρχουν διάφοροι ορισμοί του κατακερματισμού αλλά όλες έχουν γενικά ορισμένες ομοιότητες (Franklin et al. 2002). Ως κατακερματισμός ορίζεται η διαδικασία της διάσπασης ενός ενδιαιτήματος, οικοσυστήματος ή τύπου χρήσης γης σε μικρότερα κατατμήματα. Πολλές φορές ο όρος κατακερματισμός χρησιμοποιείται για να περιγράψει το αποτέλεσμα της διαδικασίας του κατακερματισμού η οποία αλλάζει τις ιδιότητες του ενδιαιτήματος και των χαρακτηριστικών ενός τοπίου. Ο κατακερματισμός των ενδιαιτημάτων αλλάζει τη χωρική διαμόρφωση των μεγαλύτερων κατατμημάτων και δημιουργεί απομονωμένα διάσπαρτα κατατμήματα του αρχικού ενδιαιτήματος τα οποία δεν είναι κατάλληλα για ένα συγκεκριμένο είδος (Wiens 1990 από: Garrison, 2005). Ο όρος κατακερματισμός ενδιαιτήματος χρησιμοποιείται πλέον ευρέως στην διατήρηση βιολογίας το οποίο σημαίνει ότι προορίζεται από την αρχική του χρήση να σημαίνει κάτι διφορούμενο. Αξίζει να αποσαφηνιστούν οι διαφορές μεταξύ της απώλειας των ενδιαιτημάτων και του κατακερματισμού. Η απώλεια ενδιαιτημάτων εμφανίζεται κάθε φορά που ένα κομμάτι γης μετατρέπεται από την τρέχουσα χρήση σε κάποια άλλη χρήση γης ή τύπο κάλυψης γης. Η απώλεια κατά αυτή την έννοια αναφέρονται στο γεγονός ότι η συνολική περιοχή του αυτοφυούς ενδιαιτήματος έχει μειωθεί. Κατακερματισμός οικοτόπου, αντιθέτως υποδηλώνει μια συγκεκριμένη χωρική διαδικασία μετατροπής της γης. Με την αυστηρή έννοια του όρου, ο κατακερματισμός αναφέρεται στο διαχωρισμό ενός συνολικού ενδιαιτήματος, σε μικρότερα κομμάτια κατά τη διάρκεια του οποίου πραγματοποιούνται αλλαγές σε ολόκληρο το ενδιαίτημα (Colling S.K., 2009). 13

Εικόνα 1: Τέσσερις διαφορετικές χωρικές διαδικασίες της αλλαγής τοπίου (Πηγή σχήματος: Colling S.K., Ecology of fragmented landscapes, 2009) Στην εικόνα 1 γίνεται ξεκάθαρη η διαφοροποίηση της έννοιας του κατακερματισμού οπτικοποιώντας 4 διαφορετικές χωρικές διαδικασίες αλλαγής τοπίου. Σε κάθε χωρική διαδικασία μια περιοχή συνεχούς ενδιαιτήματος μειώνεται στο 50% και στη συνέχεια στο 25% της αρχικής περιοχής της με την πάροδο του χρόνου. Στην πρώτη σειρά παρουσιάζεται η συρρίκνωση, όπου υπάρχει μείωση στην έκταση των ενδιαιτημάτων αλλά όχι κατακερματισμός ή υποδιαίρεση. Στην δεύτερη σειρά παρουσιάζεται η διχοτόμηση όπου ο αρχικός βιότοπος διαιρείται σε δύο ισομεγέθη περιοχές οι οποίες συρρικνώνονται σε μέγεθος. Στην τρίτη σειρά είναι ο κατακερματισμός όπου το αρχικό ενδιαίτημα χωρίζεται σε εννέα ίσου μεγέθους κατατμήματα τα οποία στη συνέχεια συρρικνώνονται σε μέγεθος. Η τελευταία γραμμή παρουσιάζει την διάτρηση όπου το αρχικό ενδιαίτημα αλλάζει σε διάτρητο (Colling, 2009). Σε όλες τις διαδικασίες, σε κάθε στάδιο, υπάρχει το ίδιο ποσοστό φυσικού ενδιαιτήματος αλλά στις διαδικασίες της διχοτόμησης και του κατακερματισμού υπάρχει κατακερματισμός με την αυστηρή έννοια του όρου, ενώ στις διαδικασίες συρρίκνωσης και διάτρησης δεν υπάρχει γιατί εξακολουθούν να υπάρχουν συνεχόμενες περιοχές χωρίς να παίζει ρόλο πόσο από το αρχικό ενδιαίτημα παραμένει. Στην πραγματικότητα σε τοπία που υποβάλλονται σε διαδικασίες μετατροπής της χρήσης γης, είναι αδύνατον να υπάρχει κατακερματισμό χωρίς 14

απώλεια ενδιαιτημάτων. Αλλά είναι δυνατό να υπάρχει απώλεια χωρίς κατακερματισμό (Colling S.K., 2009). Ο κατακερματισμός οδηγεί σε σημαντικές αλλαγές στη δυναμική των πληθυσμών. Οι μηχανισμοί αυτοί μπορούν να διαχωριστούν στις εξής περιπτώσεις: Απομόνωση ενδιαιτημάτων. Οι πληθυσμοί οδηγούνται σε απομόνωση στα επιμέρους κατατμήματα και παρουσιάζουν αυξημένη πιθανότητα εξαφάνισης (Diamond, 1989). Η εισαγωγή εισβολικών ειδών. Αυξάνεται η ευπάθεια του κατατμήματος σε εισβολές ξενικών ειδών (Diamond, 1989). Αρνητικές γενετικές, πληθυσμιακές και οικοσυστημικές συνέπειες μπορούν να προκύψουν από τους αυξημένους ρυθμούς εισβολών (Harrison 1999). Η επίδραση των άκρων. Οι συνοριακές περιοχές των κατατμημάτων μεταβάλλονται από τον κατακερματισμό, με σημαντική επίδραση τόσο στη βιωσιμότητα όσο και στην σύνθεση των ειδών ενός κατατμήματος. Είναι δυνατό να δημιουργηθεί ένα χαμηλής ποιότητας περιβάλλον, το οποίο θα οδηγήσεις τους πληθυσμούς στην εξασθένιση. Οι οικολογικές αλληλεπιδράσεις. Μετά από την διαδικασία κατακερματισμού είναι δυνατό να σταματήσουν σημαντικές οικολογικές αλληλεπιδράσεις όπως είναι η γονιμοποίηση κάποιων φυτών ή η σχέση μεταξύ θηραμα-θηρευτή με αποτέλεσμα ο πληθυσμός να οδηγηθεί σε εξαφάνιση (Andren 1994). Ο κατακερματισμός όμως δεν οδηγεί πάντα στην εξαφάνιση. Ένα είδος μπορεί να διατηρηθεί σε ένα τοπίο που έχει υποστεί κατακερματισμό με τρεις τρόπους: α) να επιβιώσει ή να ευδοκιμήσει στα, επηρεασμένα από τον άνθρωπο, ενδιαιτήματα, β) να διατηρήσει φυσικούς βιώσιμους πληθυσμούς γ) να έχει μεγάλη κινητικότητα (Noss & Cooperrider 1994). 1.4. Σκοπός εργασίας Στην παρούσα εργασία πραγματοποιήθηκε χωρική ανάλυση της παρουσίας ενός βιολογικού εισβολέα στην περιοχή μελέτης. Ο σκοπός της ανάλυσης ήταν να απαντηθεί το ερευνητικό ερώτημα, αν τα χαρακτηριστικά ενός τοπίου επηρεάζουν την παρουσία ενός βιολογικού εισβολέα και να γίνει αποσαφήνιση των χαρακτηριστικών αυτών. Ο σκοπός επιτεύχθηκε με την επίτευξη των επιμέρους στόχων: α) την χωρική περιγραφή του τοπίου όπου παρουσιάζεται ο βιολογικός εισβολές καθώς και της περιγραφής της δομής του τοπίου μέσα από τα στατιστικά χαρακτηριστικά. β) την πραγματοποίηση ανάλυσης τοπίου βάσει συγκεκριμένων δεικτών τοπίου ώστε να βρεθούν τα χαρακτηριστικά του τοπίου που διακρίνουν την παρουσία του βιολογικού εισβολέα. 15

2. ΜΕΘΟΔΟΛΟΓΙΑ 2.1. Ο βιολογικό εισβολέας Ailanthus altissima Το είδος Ailanthus altissima (Mill.) Swingle (Simaroubaceae), γνωστό και ως βρωμοκαρυδιά ή βρωμούσα, είναι ένα μικρού έως και μεσαίου μεγέθους φυλλοβόλο δέντρο που προέρχεται από την κίνα και το Βόρειο Βιετνάμ (Ding et al. 2006 και Kowarik and Säumel 2007). Εισήχθη στην Ευρώπη το 1743 καθώς ένας ιησουίτης ιερέας, ο Pierre d Incarville, έπειτα από αποστολή του στην Κίνα έστειλε μερικούς σπόρους του φυτού στο καθηγητή βοτανολογίας Bernard de Jussieu στο Παρίσι (Hu 1979). Χρησιμοποιήθηκε ευρέως σαν διακοσμητικό φυτό και για αυτό τον σκοπό εισήχθη και στην Βόρεια Αμερική το 1784 (Miller 2003) μέχρι να γίνουν αντιληπτές οι αρνητικές του επιδράσεις στο περιβάλλον του. Στη συνέχεια εξελίχθηκε σε ένα εισβολικό είδος το οποίο επεκτάθηκε σε όλες τις ηπείρους εκτός από την Αρκτική (Kowarik and Säumel 2007). Είναι ένα φυλλοβόλο δέντρο το οποίο φέρει κιτρινο-πράσινα θηλυκά και αρσενικά άνθη σε διαφορετικά δέντρα. Τα άνθη εμφανίζονται από τον Απρίλιο μέχρι τον Ιούνιο στο Βόρειο ημισφαίριο (Miller 2003). Η επικονίαση λαμβάνει χώρα την άνοιξη. Οι καρποί του εμφανίζονται από τον Αύγουστο μέχρι τον Οκτώβριο και οι σπόροι ωριμάζουν από το Σεπτέμβριο έως τον Οκτώβριο. Ένα μεμονωμένο δέντρο μπορεί να παράγει μέχρι και 325.000 σπόρους οι οποίοι διασκορπίζονται εύκολα μέσω του άνεμου και του νερού (Ding et al. 2006). Το A. altissima αναπαράγεται επίσης ασεξουαλικώς μέσω της βλάστησης ριζών ή παραφυάδων (Hu 1979), και μπορεί να παράγει ριζώματα μήκους έως και 27 m (Ding et al. 2006). Ως εκ τούτου σχηματίζονται πυκνές συστάδες θάμνων σε διαταραγμένους οικοτόπους. Η παραγωγή παραφυάδων είναι υψηλότερη σε δέντρα με διάμετρο 30-40 cm και δεν απαντώνται σε δέντρα με διάμετρο μεγαλύτερη των 60 cm (Lalhal et al. 1992). Το A. altissima είναι αρκετά διαδεδομένο σε αστικές περιοχές και κατά μήκος των διαδρομών μεταφοράς, αλλά μπορεί επίσης να εισβάλει σε φυσικά ενδιαιτήματα (Kowarik και Säumel 2007). Ωστόσο, είναι δημοφιλές στην περιοχή της Μεσογείου διότι μπορεί να χρησιμοποιηθεί ως δέντρο σκίασης σε κήπους και αστικές περιοχές. Είναι ένα από τα λίγα είδη το οποίο αναπτύσσεται σε περιοχές με ξηρό κλίμα και φτωχό έδαφος. Άλλοι λόγοι που αναφέρονται ως αιτίες εισαγωγής του στα νησιά συμπεριλαμβάνουν την χρήση του ως πηγή ύλης/ξύλου και ως πηγή τροφής για το μεταξοσκώληκα Samia Cynthia (Bardsley και Jones). Από μαρτυρίες προκύπτει ότι υπάρχει ουσιαστική αξία που αποδίδεται σε αυτό το δέντρο στην Κρήτη καθώς έχει ειπωθεί «Είναι δύσκολο να αναπτυχθούν καλά φυτά σε μια πόλη, αλλά αυτό το φυτό επιζεί και δίνει σκιά τους καλοκαιρινούς μήνες» καθώς πολλοί ιδιοκτήτες καφετεριών και εστιατορίων το χρησιμοποιούν για σκιά σε αστικές περιοχές της Κρήτης. Παρόλα αυτά ειπώθηκε ότι «ενώ το δέντρο παρέχει σκιά για τους πελάτες, τα υπόλοιπα 16

λουλούδια δεν μπορούν να αναπτυχθούν στη σκιά του και ότι το δέντρο μυρίζει άσχημα όταν τριφτεί και πέφτουν τα άνθη του όλο το καλοκαίρι. Επιπροσθέτως, μαρτυρία από το Κάλιαρι της Σαρδηνίας ανέφερε ότι το δέντρο προκαλεί ρωγμές σε μνημεία και ότι στο ιστορικό κέντρο του Κάλιαρι υπάρχει σοβαρό πρόβλημα (Bardsley και Jones). Εικόνα 2: το A. altissima χρησιμοποιείται ως δέντρο σκίασης στο Ρέθυμνο Κρήτης. (Πηγή: Bardsley and Jones, σελ. 233). Ο A. Altissima αποτελεί σοβαρή απειλή για το οικοσύστημα στις περιοχές που εισήχθη καθώς είναι πολύ ανταγωνιστικό και σχηματίζει πυκνές συστάδες κλωναριών οι οποίες αντικαθιστούν τα αυτόχθονα είδη (Cozzo 1972, Hu 1979). Ωστόσο παράγει ένα αλληλοπαθητικό χημικό το οποίο αναστέλλει την ανάπτυξη των γύρω ενδημικών φυτών. Η μελέτη των Motard et al. (2011) έχει δείξει ότι η βλάστηση κάτω από το A. altissima είναι φτωχότερη σε σχέση με άλλα είδη δέντρων και ότι η χλωριδική σύνθεση είναι πολύ διαφορετική. Επιπλέον ο αριθμός των παραφυάδων έχει αρνητική συσχέτιση με τον χλωριδικό πλούτο. Επιπροσθέτως, το φυτό περιέχει δευτερεύουσες χημικές ουσίες οι οποίες είναι δυσάρεστες για ορισμένα έντομα (Ding et al. 2006). Όμως αυτό το δέντρο θεωρείται παράσιτο όχι μόνο γιατί ανταγωνίζεται την εδώδιμη βλάστηση, αλλά επειδή προκαλεί επίσης φθορές στο οδόστρωμα, στα πεζοδρόμια, στις δομές αποχέτευσης, καθώς και σε περιβόλια με το εκτεταμένο ριζικό του σύστημα (Hu 1979). Αυτό συμβαίνει διότι οι ρίζες του είναι 17

πολύ δυνατές και μπορούν να καταστρέψουν τοίχους, δρόμους και άλλες δομές (Bardsley and Jones). Ο συγκεκριμένος βιολογικός εισβολέας αποικίζει σε διάφορα οικοσυστήματα και προσβάλλει τις διεργασίες των οικοσυστημάτων παγκόσμια (Schall και Davis). Παρά την σημασία του ως ένα είδος εισβολέα και το υψηλό οικονομικό κόστος της εξάπλωσής του, υπάρχει μία έλλειψη μακροπρόθεσμου σχεδιασμού διαχείρισης για τον έλεγχό της. Ωστόσο ενώ η απομάκρυνσή του με μηχανικά μέσα έχει εφαρμοστεί ευρέως, τα αποτελέσματα αυτής της τεχνικής είναι απογοητευτικά καθώς μόνο εξάντληση μπορούν να προσφέρουν, λόγω της ικανότητας αναβλάστησης του. Ο συνδυασμός της τεχνικής με την δράση φωτοχημικών μεθόδων είναι ελάχιστα κατανοητή, ειδικά στο μεσογειακό χώρο. Οι Constán-Nava et al. (2010) εξέτασαν διάφορες μεθόδους με σκοπό την μείωση της ανάπτυξης του A. Altissima στα Μεσογειακά δάση σε διάστημα πενταετούς έρευνας, ενώ έχουν δημοσιευθεί μελέτες από τους Schal & Davis (2009) όπου ερευνώνται τα αίτια τις εξάπλωσής του A. Altissima και οι πιθανοί παράγοντες βιοελέγχου του. Πολλές συμβατικές προσεγγίσεις έχουν χρησιμοποιηθεί για τον έλεγχο του A. altissima. Η κοπή ή η αφαίρεση θα μπορούσε να ήταν αποτελεσματική για τα μικρά φυτά σε μικρής κλίμακας παρασιτώσεις, αλλά είναι αδύνατον να εξαλειφθεί όλο το ριζικό σύστημα. Ωστόσο η χειρωνακτική κοπή μπορεί επίσης να τονώσει την αναβλάστηση και την αύξηση της συνολικής πυκνότητας (Burch και Zedaker 2003). Επιπλέον οι προσπάθειες αυτές είναι μεγάλης εντάσεως και δεν είναι εφικτές για μεγαλύτερα δέντρα. Από την άλλη ο μηχανικός έλεγχος είναι απαγορευτικός όταν το φυτό μεγαλώνει σε απότομες πλαγιές. Τα χημικά ζιζανιοκτόνα (εφαρμογή στα φύλλα, στη βάση του κορμού, στις κομμένες ρίζες) μπορούν να εφαρμοστούν με καλύτερα αποτελέσματα σε αυτές τις περιπτώσεις (Pritchard 1981). Πρόκειται όμως για ένα ανθεκτικό φυτό το οποίο μπορεί να ανεχθεί πολλές μορφές διαχείρισης, συμπεριλαμβανομένων των περισσότερων ζιζανιοκτόνων, οπότε είναι δύσκολο να ελεγχθεί σε γενικές γραμμές (Bardsley και Jones). 2.2 Περιοχή μελέτης Η περιοχή που επιλέχθηκε να μελετηθεί είναι η νήσος Λέσβος. Η Νήσος Λέσβος είναι το τρίτο μεγαλύτερο νησί της Ελλάδας με έκταση 1635 Km 2 και πληθυσμό 90.538 κατοίκους το οποίο αποτελεί διοικητικό κέντρο αφού είναι η έδρα του Υπουργείου Αιγαίου και Νησιωτικής Πολιτικής της Περιφέρειας Βορείου Αιγαίου και του Πανεπιστημίου Αιγαίου. Η πλούσια γεωλογική ιστορία της Λέσβου έχει αποτυπωθεί στο μοναδικό απολιθωμένο δάσος του Σιγρίου στο Δυτικό άκρο του νησιού και στις θερμομεταλλικές πηγές που τροφοδοτούν τα πολυάριθμα ιαματικά λουτρά του νησιού από την οθωμανική περίοδο μέχρι σήμερα. Διαθέτει δύο μεγάλους κόλπους (Καλλονής Γέρας) και παρουσιάζει εξαιρετικό οικολογικό 18

ενδιαφέρον λόγω της χλωρίδας του και της γεωγραφικής του θέσης όπου αποτελεί σταθμό πολλών αποδημητικών πουλιών. Νησί καταπράσινο με απέραντους ελαιώνες πευκοδάση και δάση μικτής βλάστησης. Τα κυριότερα βουνά της Λέσβου είναι ο Λεπέτυμνος (ή Λέπτιμο). Το οποίο βρίσκεται στα βόρεια της Λέσβου και έχει ύψος 968 m και ο Όλυμπος που έχει ύψος 967 m (http://www.ypai.gr). Υπολογίζεται πως η χλωρίδα της Λέσβου περιλαμβάνει 1400-1500 ταξινομικές μονάδες (taxa) περίπου. Ο πλούτος αυτός οφείλεται μεταξύ άλλων στην ποικιλία των βιοτόπων του νησιού, στον πλούσιο οριζόντιο διαμελισµό του, στο ορεινό του ανάγλυφο, στην ιδιαιτερότητα των πετρωμάτων του, στη μακροχρόνια επίδραση του ανθρώπου, στη γειτνίαση του µε τη Μικρά Ασία αλλά και στον πρόσφατο γεωλογικό του αποχωρισμό από αυτήν (http://www.lesvosonline.gr). Η Λέσβος είναι ένα από τα πλουσιότερα και σημαντικότερα νησιά της Ελλάδας όσον αφορά στην πανίδα, παρουσιάζοντας μεγάλη βιοποικιλότητα. Το γεγονός αυτό οφείλεται κυρίως στη γεωγραφική της θέση, εφόσον βρίσκεται πολύ κοντά στη Μικρά Ασία. Επίσης η Λέσβος διαθέτει μεγάλη ποικιλία οικοσυστημάτων και σε ικανοποιητική κατάσταση, στα οποία περιλαμβάνονται καλλιέργειες, υγρότοποι, καθώς και δάση κωνοφόρων και φυλλοβόλων. Θα πρέπει να αναφερθεί ότι και η πανίδα του νησιού είναι εξαιρετικά ενδιαφέρουσα και, λόγω της γειτνίασης με τη Μικρά Ασία, αποτελείται τόσο από ευρωπαϊκά όσο και από ασιατικά είδη (http://vrisa.geol.uoa.gr/). Τα τελευταία χρόνια η ανεξέλεγκτη τουριστική ανάπτυξη και δόμηση, η διάνοιξη δρόμων, η αποξήρανση υγροτόπων, οι πυρκαγιές, η υπερβόσκηση ορισμένων περιοχών και το παράνομο κυνήγι αποτελούν κινδύνους που απειλούν την πλούσια χλωρίδα και πανίδα του νησιού. Η ανάγκη προστασίας, τόσο από τις αρμόδιες αρχές όσο και από όλους μας, είναι επιτακτική για τη διατήρηση αυτής της φυσικής κληρονομιάς (http://vrisa.geol.uoa.gr/). Τρεις περιοχές της Λέσβου ανήκουν στις προστατευόμενες περιοχές Natura 2000. Ο κόλπος της Καλλονής είναι μία από αυτές. Η δεύτερη περιοχή είναι ο κόλπος της Γέρας, το έλος Ντίπι και το όρος Όλυμπος, και η τρίτη περιοχή είναι η δυτική χερσόνησος του νησιού που περιλαμβάνει και το απολιθωμένο δάσος στο Σίγρι (http://www.ypeka.gr). 2.3 Πηγές δεδομένων Για τους σκοπούς της παρούσας έρευνας χρησιμοποιήθηκαν ψηφιοποιημένοι χάρτες των χρήσεων γης, του οδικού δικτύου και της παρουσίας του εισβολέα A. altissima στη Λέσβο. Η κλίμακα του χάρτη προς ψηφιοποίηση ήταν 1:50000 με αποτέλεσμα το σφάλμα το οποίο προέκυψε κατά την ψηφιοποίηση να αντιστοιχεί σε 15 μ. όπως υπολογίζεται από τον τύπο σ xy = 0,3*K. 19

(Όπου Κ=παρονομαστής της κλίμακας 1:50000 και 0,3: σταθερός συντελεστής ο οποίος προκύπτει από το πάχος της γραμμής του χάρτη προς ψηφιοποίηση). Χρειάστηκε να γίνουν γεωμετρικές διορθώσεις στους χάρτες ώστε να έχουν την ίδια γεωγραφική αναφορά. Επίσης χρειάστηκε να γίνει μετατροπή των χαρτών από τη διανυσματική (vector) μορφή στη ψηφιδωτή (raster). H διάσταση της εικονοψηφίδας επιλέχθηκε να είναι 20 m. διότι όπως αναφέρθηκε παραπάνω το τυπικό σφάλμα της ψηφιοποίησης ισούται με 15 m. Όλες οι παραπάνω διαδικασίες προετοιμασίας των χωρικών δεδομένων προς ανάλυση πραγματοποιήθηκαν με χρήση των ΓΣΠ και το λογισμικό ArcGis 10 της ESRI. Οι χάρτες οι οποίοι αποτελούν τα δεδομένα στην συγκεκριμένη εργασία, παρουσιάζονται παρακάτω. Χάρτης 1: Θεματικός χάρτης χρήσεων γης νήσου Λέβου 20

Χάρτης 2: Θεματικός χάρτης οδικού δικτύου νήσου Λέσβου Χάρτης 3: Θεματικός χάρτης παρουσίας A. altissima 21

2.5. Ανάλυση χαρακτηριστικών τοπίου Το Fragstats4.0 είναι ένα λογισμικό πρόγραμμα ανάλυσης χωρικών μοτίβων, το οποίο σχεδιάστηκε για να υπολογίζει μια ευρεία ποικιλία μετρήσεων τοπίου σε θεματικούς χάρτες ποσοτικοποιώντας τη δομή του. Τα αντικείμενα του τοπίου που αναλύονται ορίζονται από το χρήστη και μπορούν να επαναπαρουσιάσουν κάθε χωρικό φαινόμενο. Ποσοτικοποιεί την επιφανειακή έκταση και τη χωρική κατανομή των κατατμημάτων (patches) δηλαδή, των πολυγώνων που σχηματίζονται σε ένα χάρτη κάλυψης ενός τοπίου. Ο χρήστης είναι υπεύθυνος για την δημιουργία μιας βάσης αναφοράς για το καθορισμό και τη διαβάθμιση του τοπίου, συμπεριλαμβανομένου της έκτασης του και το μέγεθος της εικονοψηφίδας της εικόνας (pixels), αλλά και για το σύστημα στο οποίο κατατάσσονται τα κατατμήματα (patches) (McGarigal και Marks, 1994). Το συγκεκριμένο λογισμικό δεν έχει όρια στην έκταση, του προς ανάλυση τοπίου και στη διάσταση της εικονοψηφίδας του. Ωστόσο, οι μετρήσεις των αποστάσεων και των εκτάσεων υπολογίζονται σε μέτρα και εκτάρια αντίστοιχα. Έτσι μπορεί να προκύψουν σφάλματα από τις στρογγυλοποιήσεις ή τις μετατροπές σε άλλες μονάδες μέτρησης. Επίσης το Fragstats εξάγει τα αποτελέσματα σε αρχεία μορφής ASCII, πράγμα που σημαίνει ότι μπορεί να αλλοιωθούν σε οποιοδήποτε πρόγραμμα διαχείρισης βάσεων δεδομένων πάνω κατά τη διάρκεια προσαρμογής των μετρήσεων ή της μετατροπής τους σε άλλες μονάδες μέτρησης (McGarigal &Marks, 2003). Για την ανάλυση της δομής του τοπίου χρησιμοποιήθηκε το λογισμικό Fragstats (Έκδοση 4.0) (McGarigal και Marks 2003). Στον πίνακα 3 παρουσιάζονται τα αποτελέσματα της ανάλυσης δομής του τοπίου σε επίπεδο τοπίου και στον πίνακα 4 σε επίπεδο κατηγορία τοπίου κάλυψης, τα οποία δίνουν μια καλύτερη κατανόησή της περιοχής μελέτης μέσω της περιγραφικής ανάλυσής. Πίνακας 3: Αποτελέσματα ανάλυσης Fragstats σε επίπεδο τοπίου συνολική έκταση τοπίου 1634206,800 δείκτης αφθονίας των κατατμημάτων 17 δείκτης ποικιλότητας Shannon 1,9345 δείκτης μέσης Ευκλείδειας απόστασης πλησιέστερου 180,9359 γείτονα 22

Πίνακας 4: Αποτελέσματα ανάλυσης Fragstats σε επίπεδο κατηγορίας τοπίου κάλυψης Ποσοστό που καταλαμβάνει Μέση έκταση Αριθμός κατατμημάτων στο τοπίο Χορτολίβαδα 26,4129 67,6554 638 Ελαιώνες 30,1364 95,4439 516 Αείφυλλα σκληρόφυλλα 1,7757 80,6078 36 Θαμνότοποι 8,5668 39,3255 356 Καλλιέργειες 6,0140 20,0167 491 Λοιπά πλατύφυλλα 0.5258 13,6394 63 Δάσος κωνοφόρων 15,6039 101,9997 250 Αστικές περιοχές 0.9190 1,3385 1122 Υδάτινες επιφάνειες 0.3521 14,0361 41 Δρυς 3,5836 80,2247 73 Αραιό δάσος κωνοφόρων 2,4630 21,2965 189 Γυμνό έδαφος 0.4092 7,7763 86 Αλυκές 0.2459 80,3840 5 Μαύρη Πεύκη 0.2012 328,8800 1 Νεαρό δάσος 0.9065 296,2720 5 Δάση Καστανιάς 0.6396 74,6600 14 Οι δείκτες σε επίπεδο τοπίου και κατηγορίας τοπίου κάλυψης υπολογίστηκαν για να δώσουν μια περιγραφική εικόνα στη περιοχή μελέτης. Για τον υπολογισμό του δείκτη ανά κελί χρησιμοποιήθηκε ένας πίνακας Kernel ο οποίος κινείται σε όλα τα κελιά του τοπίου και υπολογίζει την τιμή του δείκτη του κεντρικού κελιού βάσει την τιμή των γειτονικών κελιών (εικόνα 2). Υπάρχει η δυνατότητα επιλογής ανάμεσα σε 4 ή 8 γειτονικά κελιά στα οποία θα στηριχτεί η ανάλυση. Εάν επιλεγούν τα 4 γειτονικά κελιά, τότε θα εκτιμηθούν τα 4 ορθογώνια γειτονικά κελιά για τον προσδιορισμό του κατατμήματος, δηλαδή τα 4 γειτονικά κελιά που μοιράζονται μια πλευρά με το κεντρικό κελί. Εάν επιλεγούν τα 8 κελιά, τότε θα συμπεριληφθούν επιπροσθέτως και τα 4 διαγώνια κελιά. 23

Το μέγεθος που θα έχει ο πίνακας Kernel δίνεται από το χρήστη και θα πρέπει να έχει πλευρά (k) ίση με k = a + ν2a 1, όπου a: η πλευρά της εικονοψηφίδας. Στην παρούσα μελέτη όπου η πλευρά της εικονοψηφίδας είναι 20 m, η πλευρά του πίνακα Kernel επιλέχτηκε να είναι 60 m. Το αρχείο εξόδου αποτελείται από έναν ψηφιδωτό χάρτη του οποίου οι εικονοψηφίδες έχουν τιμές του δείκτη που υπολογίστηκε. Εικόνα 3: Διαδικασία υπολογισμού της τιμής μιας εικονοψηφίδας βάσει των γειτονικών της με τη βοήθεια ενός πίνακα Kernel. Στη συνέχεια θα γίνει μια περιγραφή των δεικτών τοπίου που υπολογίστηκαν στο Fragstats4.0 σε επίπεδο κελιού. 2.5.1. Δείκτες Έκτασης-Συνόρου α) Δείκτης μέσης ακτίνας περιστροφής (GYRATE_MN) Αποτελεί ένα μέτρο για την έκταση του κατατμήματος και επηρεάζεται τόσο από το μέγεθός του όσο και από την εξάπλωσή του στο τοπίο. Ισούται με την μέση απόσταση μεταξύ κάθε κελιού ενός κατατμήματος από το κέντρο του. Εκφράζεται σε μέτρα και υπολογίζεται από τον παρακάτω τύπο (Baker and Cai, 1992): Όπου h = η απόσταση σε μέτρα ανάμεσα στο κελί ijr που βρίσκεται στο κατάτμημα ij και το κέντρο του κατατμήματος. Ζ = ο αριθμός των κελιών σε κάθε κατάτμημα. 1 Από τη θεωρεία που αναπτύσσεται (McGarigal and Marks 2003) θεωρήθηκε σκόπιμο να εκφραστεί η παραπάνω εξίσωση για την περαιτέρω κατανόηση του κειμένου από τον αναγνώστη. 24

Όταν το κατάτμημα αποτελείται από ένα κελί τότε η δείκτης παίρνει την τιμή 0, ενώ αυξάνεται όσο το κατάτμημα μεγαλώνει και παίρνει τη μέγιστη τιμή όταν ολόκληρο το τοπίο αποτελείται από ένα κατάτμημα. Είναι σαφές ότι όσο μεγαλύτερη επιφάνεια καταλαμβάνει ένα κατάτμημα τόσο θα αυξάνεται ο συγκεκριμένος δείκτης. Ομοίως, αν μείνει σταθερή η επιφάνεια ενός κατατμήματος και μεγαλώσει η έκταση του, δηλαδή επιμηκυνθεί, τότε ο δείκτης θα αυξηθεί και πάλι. β) Δείκτης περιμέτρου συνόρων (TE) Αποτελεί ένα απόλυτο μέτρο του συνολικού μήκους του ορίου ενός κατατμήματος. Εκφράζεται σε μέτρα και υπολογίζεται από τον παρακάτω τύπο (Baker and Cai, 1992): Όπου eik = το συνολικό μήκος των συνόρων των τμημάτων του κατατμήματος, συμπεριλαμβανόμενου του ορίου του τοπίου αν το κατάτμημα συνορεύει σε αυτό. Ο δείκτης παίρνει την τιμή 0 όταν ολόκληρο το τοπίο και το σύνορο του τοπίου αποτελεί το συγκεκριμένο κατάτμημα και ο χρήστης να μην συνυπολογιστεί το σύνορο του τοπίου σαν όριο. 2.5.2. Δείκτες Σχήματος α) Δείκτης αναλογίας περιμέτρου-έκτασης (PARA_MN) Αποτελεί μια απλή μέτρηση της πολυπλοκότητας του σχήματος του κατατμήματος, ισούται με τον λόγο της περιμέτρου του κατατμήματος προς την έκτασή του. Εκφράζεται χωρίς μονάδες μέτρησης και υπολογίζεται από τον παρακάτω τύπο(baker and Cai, 1992).: Ένα πρόβλημα με αυτό το δείκτη είναι ότι ποικίλλει ανάλογα με το μέγεθος του κατατμήματος. Για παράδειγμα, κρατώντας σταθερό το σχήμα, μια αύξηση στο μέγεθος θα σημαίνει μία μείωση της αναλογία περιμέτρου-έκτασης. Ο συγκεκριμένος δείκτης έχει σημαντικούς περιορισμούς. Πρώτον, τα μήκη της περιμέτρου των κατατμημάτων τείνουν να είναι πάντα μεγαλύτερα από την πραγματικότητα, λόγω των εικονοψηφίδων των κυψελιδωτών εικόνων. Οπότε και η τιμή του συγκεκριμένου δείκτη θα είναι κάπως μεγαλύτερη από την πραγματικότητα. Δεύτερον, ο συγκεκριμένος δείκτης δεν επηρεάζεται από την μορφολογία της κατατμήματος. Οπότε είναι δυνατόν 25

κατατμήματα με πολύ διαφορετικά σχήματα να έχουν την ίδια τιμή στο συγκεκριμένο δείκτη. Οπότε ο συγκεκριμένος δείκτης μπορεί να χρησιμοποιηθεί σαν ένδειξη της γενικής μορφολογίας αλλά όχι σαν ένδειξη του σχήματος (για παράδειγμα της επιμήκυνσης ή συμπύκνωσης του σχήματος ενος κατατμήματος). β) Δείκτης μέσης συνάφειας (CONTIG_MN) Ισούται με τη μέση τιμή συνάφειας για τα κελιά σε ένα κατάτμημα μειωμένη κατά μία μονάδα, και διαιρεμένη με το άθροισμα των τιμών σε μια μήτρα μειωμένο κατά μία μονάδα. δεν έχει μονάδα μέτρησης και υπολογίζεται από τον παρακάτω τύπο (McGarigal και Marks 2003): Όπου c ijr = η τιμή συνάφειας για την εικονοψηφίδα r στο κατάτμημα ij. v = το άθροισμα των τιμών σε μία μήτρα 3Χ3 κελιών a ij = η έκταση του κατατμήματος ij όσον αφορά στον αριθμό των κελιών Ο δείκτης συνάφειας εκτιμά τη χωρική συνεκτικότητα, ή συνάφεια, των κελιών μέσα σε ένα κατάτμημα για να δώσει ένα δείκτη για τη διαμόρφωση των ορίων του κατατμήματος οπότε και το σχήμα της. Ο δείκτης θα ισούται με 0 όταν το κατάτμημα αποτελείται από μία εικονοψηφίδα και η μέγιστη τιμή που μπορεί να πάρει είναι 1. γ) Δείκτης σχετικού κύκλου οριοθέτησης (CIRCLE_MN) Ισούται με 1 μείον το πηλίκο της συνολικής έκτασης ενός κατατμήματος προς την έκταση του ελάχιστου κύκλου οριοθέτησης του κατατμήματος. Υπολογίζεται από τον τύπο και δεν εκφράζεται με μονάδες μέτρησης (Baker and Cai, 1992). Όπου aij = συνολική έκταση του κατατμήματος ij σε τετραγωνικά μέτρα και aij = η έκταση του μικρότερου κύκλου οριοθέτησης του κατατμήματος σε τετραγωνικά μέτρα. 26

Ο δείκτης αυτός δεν επηρεάζεται από το μέγεθος του κατατμήματος παρά μόνο από το σχήμα του. Με αυτό τον τρόπο παρέχει ένα μέτρο της συνολικής επιμήκυνσης του κατατμήματος. Μπορεί να πάρει τιμές μικρότερες της μονάδας εν παίρνει τη τιμή 0 για τετράγωνα κατατμήματα ενώ προσεγγίζει την τιμή 1 για επιμήκεις κατατμήματα πλάτους μιας εικονοψηφίδας. 2.5.3 Δείκτες Συνδεσιμότητας α) Δείκτης συνοχής (COHESION) Ποσοτικοποιεί την σύνδεση των οικοτόπων όπως αυτή γίνεται αντιληπτή από οργανισμούς οι οποίοι διασπείρονται σε δυαδικά τοπία. Ο δείκτης εξαρτάται από την έκταση του κατατμήματος και την περίμετρό του (McGarigal και Marks 2003). Όπου pij = η περίμετρος του κατατμήματος ij ως προς τον αριθμό των εικονοψηφίδων aij = η έκταση του κατατμήματος ως προς τον αριθμό των εικονοψηφίδων Z = ο συνολικός αριθμός των εικονοψηφίδων στο τοπίο. Ο δείκτης αυτός, μετράει την φυσική συνεκτικότητα ενός συγκεκριμένου κατατμήματος. Δεν εκφράζεται με κάποια μονάδα μέτρησης ενώ η τιμή του κυμαίνεται από 0 έως 100. Προσεγγίζει την τιμή 0 όσο το ποσοστό του τοπίου μειώνεται και γίνεται ολοένα και περισσότερο υποδιαιρούμενο και λιγότερο φυσικά συνδεδεμένο. Ο δείκτης θα πάρει την τιμή 0 αν το τοπίο αποτελείται από ένα μοναδικό κατάτμημα, ενώ θα αυξάνεται όσο ο τύπος κατατμήματος θα γίνεται πιο συσσωματωμένος στην διασπορά του. β) Δείκτης διαίρεσης τοπίου (DIVISION) Ισούται με 1 μείον το άθροισμα της έκτασης του κατατμήματος διαιρούμενο από τη συνολική επιφάνεια του τοπίου υψωμένο στο τετράγωνο. Εκφράζεται με ποσοστό και υπολογίζεται από το τύπο (McGarigal και Marks 2003): 27

Όπου aij = η έκταση του κατατμήματος ij σε τετραγωνικά μέτρα A = συνολική έκταση του τοπίου σε τετραγωνικά μέτρα. Μπορεί να πάρει τιμές από 0 μέχρι 1. Θα πάρει τη τιμή 0 όταν το τοπίο αποτελείται από ένα κατάτμημα, ενώ θα προσεγγίσει τη τιμή 1 όταν ο τύπος κατατμήματος θα αποτελείται από ένα κατάτμημα μικρή όσο το μέγεθος της εικονοψηφίδας. Ο δείκτης βασίζεται στην αθροιστική κατανομή της έκτασης του κατατμήματος και ερμηνεύεται ως την πιθανότητα που υπάρχει δυο τυχαίες εικονοψηφίδες του τοπίου να μη βρίσκονται στο ίδιο κατάτμημα. Ο δείκτης διαίρεσης τοπίου βασίζεται στο βαθμό συνοχής, ο οποίος ορίζεται ως η πιθανότητα που έχουν δύο ζώα τα οποία τοποθετούνται σε διαφορετικές περιοχές μέσα στο πεδίο έρευνας μπορούν να βρουν το ένα το άλλο. γ) Δείκτης εξάπλωσης (CONTAG) Παρουσιάζει την παρατηρούμενη εξάπλωση πάνω από τη μέγιστη δυνατή εξάπλωση για έναν αριθμό τύπων κατατμημάτων. Ο δείκτης αυτός θεωρεί ότι όλοι οι τύποι κατατμημάτων παρουσιάζονται σε μια εικόνα. Υπολογίζεται από την παρακάτω σχέση (Baker and Cai, 1992): Όπου Pi = ποσοστό του τοπίου που καταλαμβάνει το κατάτμημα i. g ik = ο αριθμός των γειτόνικών εικονοψηφίδων μεταξύ των τύπων των κατατμημάτων i και k βασισμένος στη διπλή μέθοδο μέτρησης m = ο αριθμός των τύπων κατατμημάτων που παρουσιάζονται στο τοπίο. Μπορεί να πάρει τιμές από 0 έως και 100. Τείνει προς το 0 όταν οι τύποι κατατμημάτων διαχωρίζονται εντελώς, δηλαδή κάθε κελί είναι ένας διαφορετικός τύπος κατατμήματος και διασπείρονται εντελώς, δηλαδή υπάρχουν ίσα ποσοστά για κάθε γειτονικά ζεύγη. Ο δείκτης παίρνει τη τιμή 100 όταν το τοπίο αποτελείται από ένα μόνο κατάτμημα. 28

2.5.4. Δείκτες Ετερογένειας α) Δείκτης ποικιλότητας Shannon (SHDI) Αποτελεί ένα δημοφιλές μέτρο της ποικιλομορφίας στην οικολογία των κοινοτήτων. Ισούται με το αρνητικό άθροισμα όλων των τύπων κατατμήματος της αναλογικής αφθονίας κάθε τύπου κατατμήματος πολλαπλασιασμένη με αυτή την αναλογία. Υπολογίζεται από τον τύπο (Baker and Cai, 1992): Όπου Pi = το ποσοστό του τοπίου που καταλαμβάνει ο τύπος κατατμήματος i. Ο δείκτης παίρνει τιμές ίσες ή και μεγαλύτερες του 0. Την τιμή 0 θα την πάρει όταν το τοπίο περιέχει ένα μόνο τύπο κατατμήματος ενώ η τιμή του δείκτη μεγαλώνει όσο μεγαλώνει ο αριθμός των διαφορετικών τύπων κατατμήματος και/ή η αναλογία της κατανομής της περιοχής μεταξύ των τύπων κατατμήματος γίνεται πιο ομοιόμορφη. Το απόλυτο μέγεθος του δείκτη αυτού δεν είναι ιδιαίτερα σημαντικό. Χρησιμοποιείται μόνο ως δείκτης για σχετική σύγκριση μεταξύ διαφορετικών τοπίων ή του ίδιου τοπίου σε διαφορετικό χρόνο. β) Δείκτης ποικιλότητας Simpson (SIDI) Ο δείκτης αυτός είναι ένα άλλο δημοφιλές μέτρο της ποικιλότητας και υπολογίζεται από την παρακάτω εξίσωση (Baker and Cai, 1992): Όπου Pi = το ποσοστό του τοπίου που καταλαμβάνει ο τύπος κατατμήματος i. Είναι λιγότερο ευαίσθητος δείκτης από τον Shannon στην παρουσία των σπάνιων τύπων κατατμήματος. Η τιμή του συγκεκριμένου δείκτη αντιπροσωπεύει την πιθανότητα δυο τυχαία επιλεγμένες εικονοψηφίδες να ανήκουν σε διαφορετικό τύπο κατατμήματος. Επομένως όσο υψηλότερη είναι η τιμή του, τόσο μεγαλύτερη είναι η πιθανότητα δυο τυχαίες εικονοψηφίδες να ανήκουν σε διαφορετικού τύπου κατατμημάτων. Η τιμή που μπορεί να πάρει ο συγκεκριμένος δείκτης είναι από 0 έως 1. Την τιμή 0 παίρνει όταν το τοπίο αποτελείται από ένα κατάτμημα, δηλαδή δεν υπάρχει ποικιλότητα, ενώ 29

τείνει στο 1 όσο αυξάνεται ο αριθμός των διαφορετικών τύπων κατατμήματος και η αναλογία της κατανομή της περιοχής ανάμεσα στου τύπους κατατμημάτων γίνεται πιο ομοιόμορφη. γ) Δείκτης ισοδιανομής Simpson (SIEI) Ισούται με 1 μείον το άθροισμα της αναλογης αφθονίας του τύπου κάθε εμπλάστρου στο τετράγωνο διαιρούμενη με το 1 μείων τον αντιστρόφως ανάλογο αριθμό των τύπων κατατμήματος. Πιο απλά, ισούται με τον παρατηρούμενο δείκτη ποικιλότητας Simpson διαιρούμενο με τη μέγιστη τιμή του δείκτη ποικιλότητας Simpson για το συγκεκριμένο αριθμό τύπων κατατμήματος. Να σημειωθεί ότι το P i βασίζεται στο συνολικό τοπίο. Πιο συγκεκριμένα, ο δείκτης υπολογίζεται από την σχέση (McGarigal και Marks 2003): Όπου Pi = το ποσοστό του τοπίου που καταλαμβάνει ο τύπος κατατμήματος i m = ο αριθμός των τύπων κατατμήματος που παρουσιάζονται στο τοπίο Ο δείκτης ισοδιανομής του Simpson εκφράζεται έτσι ώστε η κατανομή ανάμεσα στου τύπους κατατμήματος οδηγεί στη μέγιστη ισοδιανομή. Ως εκ τούτου η ισοδιανομή είναι το συμπλήρωμα του κυρίαρχου τύπου κατατμήματος. Ο δείκτης μπορεί να πάρει τιμές από 0 έως και 1. Την τιμή 0 παίρνει όταν το τοπίο αποτελείται από ένα κατάτμημα, ενώ τείνει στο 0 όσο η κατανομή της περιοχής ανάμεσα στους διαφορετικούς τύπους κατατμήματος γίνεται ολοένα και πιο ασταθής. 30