Il fuoco in foresta - Territorio e Sistemi agro-forestali - Università ...

Corso di Cultura in Ecologia 

UNIVERSITÀ DEGLI STUDI DI PADOVA 

DIP.TO TERRITORIO E SISTEMI AGRO-FORESTALI 

Pubblicazione del Corso di Cultura in Ecologia 

ATTI DEL XXXIX CORSO 

Il fuoco in foresta: ecologia e controllo 

Forest fires: ecology and control 

A cura di 

Tommaso Anfodillo e Vinicio Carraro 

In collaborazione con 

Regione del Veneto 

Direzione Foreste ed Economia Montana 

Servizio Antincendi Boschivi 

Centro Studi per l'Ambiente Alpino 

S. Vito di Cadore, 2-6 settembre 2002

INDICE 


a cura di T. Anfodillo e V. Carraro 

Atti del XXXIX Corso di Cultura in Ecologia 

Premessa____________________________________________________________ i 

Giovanni Bovio 

La pianificazione antincendi boschivi____________________________________ 1 

Marco Conedera, Marco Moretti, Willy Tinner 

Storia ed ecologia degli incendi boschivi al sud delle Alpi della Svizzera_______ 15 

Thomas W. Swetnam 

Fire and climate history in the Western Americas from tree rings____________ 31 

Domingos Xavier Viegas 

Fire behaviour models: an overview_____________________________________ 37 

Louis Trabaud 

Effects of fire on mediterranean plants and ecosystems_____________________ 49 

Pasi Puttonen 

Use of prescribed fire in diversity oriented silviculture______________________ 61 

Domingo Molina 

Prescribed burning to allow for forest sustainability________________________ 67 

Giancarlo Cesti 

Tipologie e comportamenti particolari del fuoco: risvolti nelle operazioni di 

estinzione____________________________________________________________ 77 

Jesús San-Miguel-Ayanz 

Methodologies for the evaluation of forest fire risk: from long-term (static) to 

dynamic indices______________________________________________________ 117



Atti del XXXIX Corso di Cultura in Ecologia

PREMESSA 




In Italia, ogni anno circa 50.000 ha di superficie boscata vengono percorsi dal fuoco. La metà di 

questi si trova in territorio montano. 

E’ noto che la cause degli incendi boschivi sono attribuibili quasi esclusivamente all’attività 

dell’uomo. Per questo motivo la difesa contro gli incendi deve essere affrontata sia sviluppando 

adeguate tecniche di previsione, prevenzione ed estinzione sia cercando di diffondere la 

consapevolezza che la foresta è un elemento essenziale per la nostra esistenza. 

La recente legge quadro 353/2000 ha imposto alle Regioni l'obbligo di dotarsi di uno strumento 

di pianificazione per tutte le attività idonee a ridurre l'incidenza dei danni da incendio. 

Il Corso vuole presentare esperienze condotte dai maggiori esperti del settore a livello mondiale 

per far emergere riflessioni ed idee utili alla predisposizione di moderni ed efficaci piani regionali 

di prevenzione, previsione e lotta. 

Il Corso si apre proprio con due relazioni che mettono in evidenza quali devono essere le 

priorità nella lotta agli incendi boschivi, quali i settori da sviluppare maggiormente e quale 

l'approccio più corretto per la definizione di un efficace piano AIB (Giovanni Bovio). 

Seguono due relazioni che descrivono la frequenza e la tipologia degli incendi boschivi in due 

aree geografiche molto lontane: le Alpi a sud della Svizzera (Marco Conedera) e gli Stati Uniti 

occidentali (Thomas Swetnam). Nel primo caso vengono anche presentati aspetti relativi alle 

conseguenze degli incendi sugli ecosistemi forestali, nel secondo vengono sottolineate le relazioni 

tra frequenza degli incendi e particolari condizioni climatiche. 

Lo studio del comportamento del fuoco è forse uno degli aspetti tra i più affascinati per un 

ecologo forestale che si vuole impegnare nella difesa contro gli incendi. La relazione di Domingo 

Xavier Viegas illustra quali sono, al momento attuale, gli strumenti che possiamo utilizzare per 

produrre le migliori previsioni sull'evoluzione del fronte di fiamma. 

E' noto che tra i fattori più importanti nel definire il comportamento di un incendio vi sono la 

disponibilità e la distribuzione del combustibile. Per questo Louis Trabaud ci guida nella giornata 

dedicata all'esperienza pratica in foresta per capire quali possono essere le strategie migliori per 

descrivere il combustibile vegetale e per fornire ai modelli di previsione informazioni oggettive. 

In aula Louis Trabaud presenta una relazione che è la sintesi di decenni di attività di ricerca 

sugli effetti degli incendi in ecosistemi forestali di ambiente mediterraneo: la valutazione degli 

effetti non può essere trascurata se si deve seriamente quantificare il rapporto costi/benefici delle 

attività antincendio. 

Gli effetti che controllate intensità di fronte di fiamma possono determinare sugli ecosistemi e le 

possibilità di trattamento del combustibile vengono valutati in due relazioni che affrontano il 

delicato problema del fuoco prescritto. Vengono riportate diverse esperienze condotte in Spagna 

(Domingo Molina) e in Finlandia (Pasi Puttonen) che forniscono elementi di riflessione su 

possibilità operative che, in Italia, restano ancora inesplorate. 

Esperienze operative di estinzione, in condizioni anche particolari, vengono, invece, presentate 

da Giancarlo Cesti che, con una relazione ricca di particolari, illustra casi reali di lotta attiva che 

hanno visto impegnato il Servizio Forestale Valdostano ed altri in diversi paesi. 

L’ultima giornata si apre con una valutazione dei risultati che sono stati ottenuti con le indagini 

in foresta relative alla descrizione e alla quantificazione del combustibile vegetale (Louis Trabaud). 

La relazione conclusiva riguarda un altro aspetto estremamente importante e, al momento, piuttosto 

carente, in particolare modo in Italia, ossia quello relativo alla definizione di indici di rischio. Jusús 

San-Miguel-Ayanz illustra con grande dettaglio gli indici di rischio attualmente in uso nei diversi 

paesi e quello proposto per quelli dell'Europa meridionale dove è maggiore l'incidenza del 

fenomeno. 

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; 

i

ii 




Ileana Dainese e Antonella Tosatto per il fondamentale supporto di segreteria; 

Fausto Fontanella, Roberto Menardi 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; 

Direzione Foreste ed Economia Montana della Regione del Veneto - Servizio Antincendi 

Boschivi per la fattiva collaborazione nell’organizzazione dell’iniziativa; 

Comune di S. Vito di Cadore, Provincia di Belluno e Comunità Montana Valle del Boite che, 

con il loro contributo economico, hanno consentito la realizzazione di questo Corso. 

Infine, ulteriori informazioni riguardanti le attività svolte presso il Centro Studi per l’Ambiente 

Alpino sono reperibili al seguente indirizzo internet: www.tesaf.unipd.it/Sanvito/index.htm 

Padova, 25 agosto 2002 

Tommaso Anfodillo 

Vinicio Carraro



Atti del XXXIX Corso di Cultura in Ecologia, 2002: 1-14 

LA PIANIFICAZIONE ANTINCENDI BOSCHIVI 

Giovanni BOVIO 

Dip. AGROSELVITER – Università di Torino 

bovio@agraria.unito.it

2 La pianificazione antincendi boschivi 

INTRODUZIONE E SCOPO 

In sede di Congresso internazionale di selvicoltura tenuto a Roma nel 1926 si evidenziò la 

necessità di contenere il problema degli incendi e si invitarono le Nazioni più colpite a fare 

conoscere i provvedimenti intrapresi. Sulla base dell’analisi effettuata emerse un’indagine sugli 

incendi boschivi che forniva un confronto tra i vari problemi e soluzioni al riguardo (I.I.A., 1933). 

In Italia, per le disposizionie della legge 47/75 oggi abrogata, nella seconda metà degli anni ’70 

nella maggioranza delle Regioni italiane furono realizzati i primi documenti pianificatori che 

furono spesso intesi come un insieme di informazioni territoriali seguite da indicazioni sulle 

modalità di estinzione. 

Normalmente non si descrivevano le situazioni di rischio ne le si riportava in ordine di priorità. 

Non si dettagliavano gli obiettivi e non si riportava la successione che lega, l’obiettivo di 

contenimento, la previsione degli incendi che potrebbero accadere, la prevenzione diretta e 

l’estinzione. 

I primi piani che si sono realizzati progressivamente nella maggioranza delle Regioni italiane 

non potevano disporre di un'esperienza sufficiente per applicare nella pratica i principali aspetti 

teorici della pianificazione. 

Vennero così realizzati piani che si limitano ad esporre descrizioni ambientali seguite dalle 

indicazioni relative all'organizzazione di estinzione. 

In Italia nella metà degli anni ’70 si faceva riferimento all’organizzazione del Nord America 

anche se molti aspetti non erano adatti per differenze sia di ambiente sia di organizzazione socioeconomica. 

Cominciò a maturare un’esperienza durante la quale l’evoluzione di maggiore importanza fu la 

transizione dal criterio del Fire control a quello di Fire management (Bovio, 1989). Con il primo 

criterio la pianificazione antincendi boschivi viene impostata in modo da intervenire sempre e 

comunque su tutti gli eventi, nella convinzione che in ogni caso il fuoco sia un danno per 

l’ambiente. Con il secondo criterio si differenziano le situazioni in modo da accettare il passaggio 

del fuoco con precise caratteristiche, in determinate zone e facendo riferimento ad un periodo di 

validità del piano. 

Fino agli anni ’30 nel Nord America si seguì il criterio del Fire control. Poi, a seguito di quanto 

emerso da specifiche ricerche sperimentali, si evidenziò che non sempre il fuoco era dannoso. In 

modo particolare si notò un effetto positivo sulla rinnovazione del Pinus palustris e iniziò 

un’evoluzione della pianificazione in cui una tappa fondamentale fu l’introduzione del fuoco 

prescritto. Per lungo tempo i forestali più legati alla tradizione furono ostili ad accettare queste 

variazioni. Oggi in Italia non si è ancora completamente accettato l’evolversi dei criteri 

pianificatori e quindi vengono talvolta ancora proposti dei piani in cui tutta l’impostazione è basata 

sul rapido intervento, da parte di una struttura antincendi efficace solo per effettuare l’estinzione; 

con questa impostazione si propone un apparato «di attesa» (Leone, 1988) spesso incrementato in 

periodi di massima frequenza senza collegamenti concreti con la prevenzione selvicolturale. In 

passato si preferiva affrontare il problema in termini amministrativi ed organizzativi senza dare 

l’importanza necessaria all’analisi della complessa realtà del fenomeno. I risultati della ricerca non 

venivano applicati nel servizio operativo. 

Per contro la pianificazione moderna affronta il problema del fuoco nel bosco in modo 

strettamente collegato all’assestamento e alla selvicoltura del territorio, affermando il concetto che 

il fuoco sia più un fattore ecologico piuttosto che di distruzione. 

Con successivi miglioramenti è aumentata la complessità dei sistema antincendi e la 

pianificazione assunse una impostazione più articolata (Bovio et al., 1999). I servizi di previsione 

del pericolo e di previsione di comportamento del fuoco, talvolta organizzati con Sistemi di 

supporto alle decisioni (DSS), rendono possibile l’applicazione del fuoco prescritto. 

Con questa evoluzione è avvenuta anche l’accettazione della necessità di impostare il sistema 

antincendi boschivi in modo da rapportare strettamente gli interventi di estinzione con la 

prevenzione diretta nel bosco.

Giovanni Bovio 3 

Nuove indicazioni relative alle modalità di pianificazione sono state introdotte in Italia con la 

legge quadro 353/2000 che sottolinea l’importanza delle valenza ambientale, prevedendo che il 

piano contenga un’apposita sezione per le aree protette naturali regionali 

Infatti con la nuova impostazione concettuale, oggi condivisa, la selvicoltura preventiva, il 

fuoco prescritto, le modifiche dei combustibili, la simulazione del comportamento del fronte di 

fiamma, sono tutte attività legate al concetto di impatto accettabile. 

Attualmente il pianificatore individua la grandezza della superficie bruciabile ammissibile 

annualmente, esprimendo la percentuale di superficie totale su cui il fuoco può transitare. Questa 

grandezza è anche nota con l’espressione di allowable burn (AB%). 

Con ulteriori tappe evolutive si è arrivati alla determinazione delle caratteristiche del fronte di 

fiamma compatibile per le diverse tipologie di copertura, giungendo ad una nuova concezione di 

piano antincendi boschivi. 

La determinazione delle aree in cui può essere accettato il passaggio del fronte di fiamma 

impone un’analisi delle caratteristiche ambientali, della pericolosità e della gravità di incendio. 

Lo scopo del presente lavoro è descrivere i caratteri salienti che dovrebbe avere il piano 

antincendi boschivi, qualora avesse recepito tutte le evoluzioni concettuali che sono andate 

maturando sia nell’ambito della ricerca sia in quello dell’applicazione. 

SUPERFICIE BRUCIABILE AMMISSIBILE 

La superficie bruciabile ammissibile è un carattere del piano che viene stabilito dal pianificatore 

a seconda delle esigenze da soddisfare e sulla base di numerosi parametri. 

Tra essi principali sono i seguenti: 

Estensione delle aree boscate 

La dimensione dell’area sulla quale si deve operare è assai influente sulla determinazione dell’ 

AB%. Infatti tanto più ristretta è la superficie e tanto più vi sarà la possibilità di definire con analisi 

di dettaglio la reale superficie che può essere percorsa. La superficie bruciabile ammissibile è 

proporzionale alla grandezza del territorio su cui estendere il piano, poiché con il suo aumento 

cresce anche la probabilità di trovare zone in cui si può permettere il passaggio del fuoco. 

Con l’aumento delle dimensioni del territorio non è più possibile distinguere nelle differenti 

zone omogenee i caratteri forestali di dettaglio, ma ci si deve riferire alle caratteristiche medie degli 

eventi che si manifestano sul territorio. 

Tipologie forestali 

Le tipologie forestali sono importanti per definire in che misura sia accettabile o meno il 

passaggio del fuoco, poiché ognuna ha precise caratteristiche di resistenza e di resilienza nei 

confronti del trauma termico. 

Stato gestionale del bosco e prevenzione selvicolturale 

Per la definizione dell’indice AB% sono importanti le conoscenze relative ai danni da fuoco. 

Essi sono rapportati alla specie, al governo, al trattamento e alla gestione selvicolturale. 

Inoltre la prevenzione selvicolturale rende meno gravi gli effetti del fuoco e rende più facili le 

condizioni di estinzione. Pertanto lo stato di prevenzione che caratterizza il bosco è strettamente 

legato alla definizione dell’indice AB%. Infatti può essere deciso di permettere il passaggio del 

fronte di fiamma solo in zone dove si è fatta la prevenzione, potendo ritenere che non verranno 

superati i limiti di intensità previsti in sede di piano.


Per contro le aree dove la prevenzione non è stata realizzata si dovranno tendenzialmente 

escludere dal conteggio dell’indice AB% poiché il valore dell’intensità del possibile incendio non è 

controllato da alcuna attività preventiva. 

Necessità di ripristino 

Se si ritiene di fare degli interventi di ripristino è opportuno definire la gravità dei danni nelle 

differenti zone di un territorio e quindi costruire una scala di priorità. In ogni area in cui si 

riscontrano dei danni non può essere accettata la ripercorrenza del fuoco nel medio termine. 

La necessità di ripristinare la copertura forestale dopo il passaggio del fuoco richiede di 

ripercorrere delle tappe evolutive della successione secondaria. Questa evoluzione può avvenire sia 

naturalmente sia con l’apporto di interventi selvicolturali, tuttavia in ogni caso non è compatibile 

con un ulteriore passaggio del fuoco. 

Area di interfaccia urbano-foresta 

L’interfaccia urbano-foresta esprime una realtà ambientale in cui il bosco è strettamente 

connesso ad insediamenti civili, soprattutto abitativi (Bovio et al., 2002). Per tale motivo le aree di 

interfaccia non possono essere conteggiate nella zona che contribuisce alla determinazione 

dell’indice AB%. 

CRITERI BASE DEI PIANI ANTINCENDI BOSCHIVI 

Vantaggi e svantaggi della legge 353/2000 

Con l’evoluzione della pianificazione e con il maturare di esperienze cominciarono ad 

affermarsi nuovi concetti e variarono le situazioni organizzative che spinsero il legislatore a 

formulare nuove regole, concretizzatesi con la legge quadro 353/2000. Essa, realizzata con lavori 

preparatori iniziati dal 1996, mira a conservare il patrimonio boschivo perseguendo l’obiettivo di 

limitare le superfici percorse dal fuoco. Per tale scopo promuove ed incentiva la previsione e la 

prevenzione, piuttosto che ampliare l’estinzione. Mira a diminuire le cause di incendio prevedendo 

il pericolo e definendo le attività di prevenzione. 

Tutti questi aspetti sono considerati nella pianificazione antincendi boschivi che li coordina e ne 

stabilisce i rapporti reciproci. In quest’ottica, nella legge quadro possono essere individuati aspetti 

da ritenere assai positivi e per contro altri negativi per il successo della lotta agli incendi. Di questi 

differenti aspetti si tracciano i caratteri ritenuti più rilevanti per la pianificazione antincendi. 

Aspetti positivi: 

Tra gli aspetti positivi salienti della legge 353/2000 si sottolineano i seguenti: 

1. Definizione di incendio. In passato a partire dalla legge forestale 3267/1923 fino alla L 47/75 e 

alle leggi regionali non si disponeva di una precisa definizione di incendio. Il legislatore ha 

stabilito che per incendio si debba intendere un fuoco con suscettività di espandersi su aree 

boscate, cespugliate o arborate comprendendo terreni coltivati o incolti e pascoli limitrofi. 

Questa definizione è assai utile per porre fine all’incertezza di classificazione di alcuni eventi 

che non avevano connotazione chiara e che sfuggivano alle statistiche. 

2. Obbligo per le Regioni di approvare un piano regionale di prevenzione, previsione e lotta 

contro gli incendi sulla base di apposite linee guida. 

3. Previsione di un’apposita sezione del piano dedicata alle aree protette regionali. In questa parte 

del piano dovranno essere indicate le linee di pianificazione per le zone destinate a parco 

regionale elaborando delle priorità di protezione, con il coinvolgimento degli Enti gestori.


4. Previsione di una sezione del piano dedicata ai parchi naturali e alle riserve naturali dello Stato. 

In questa parte verranno indicate linee di pianificazione per le zone destinate a parco naturale e 

riserve naturali dello Stato con il coinvolgimento del Ministero dell'Ambiente e degli Enti 

gestori. 

Mappatura delle aree percorse dal fuoco nell’anno e catasto delle aree percorse nei 5 anni 

precedenti. Detta mappatura deve essere intesa come un aggiornamento per il piano stesso ma non 

esclude la revisione periodica. Essa è l’unica che consente di verificare il raggiungimento degli 

obiettivi e di provvedere a delle correzioni di collocamento spazio temporale e di tipologia di 

interventi. 

Divieto di variare la destinazione delle zone boscate percorse dal fuoco per 15 anni; di costruire 

edifici, esercitare il pascolo e la caccia per 10 anni. Queste prescrizioni impongono una conoscenza 

precisa degli eventi per regolare tutte le attività che si devono svolgere sul territorio forestale. 

Necessità di definire sia le aree a rischio sia i periodi in cui è massimo il pericolo di incendio, 

prevedendo che in tali realtà siano vietate le azioni che determinano anche solo potenzialmente il 

pericolo, con pesanti sanzioni per i trasgressori. Tali disposizioni stimolano la professionalità del 

pianificatore, che deve in primo luogo definire quale parte del territorio comprendere nel piano. 

Infatti specialmente in area vasta può accadere che sia opportuno escludere delle parti. In seguito 

devono essere definite le aree a rischio come conseguenza di caratteristiche ambientali fisse ed 

essere definita una scala ordinale di priorità. Affianca questa valutazione la necessità di definire la 

variazione temporale del pericolo nelle suddette aree. 

Previsione del pericolo di incendio, contemplata anche nelle linee guida in cui si consiglia di 

adottare metodi capaci di fornire un’indicazione giornaliera. 

Aspetti negativi: 

Tra gli aspetti negativi della legge 353/2000 ritenuti più importanti si sottolineano i seguenti: 

Scarsi stanziamenti. Si prevedevano 10 miliardi di £ per 2000-2002 ripartiti tra le Regioni in 

modo inversamente proporzionale ai danni da fuoco nel quinquennio precedente. Il criterio di 

ripartizione, inoltre, può non essere un incentivo al contenimento del fenomeno come è 

nell’intenzione del legislatore poiché le superfici percorse sono in larga misura funzione delle 

condizioni meteorologiche più che effetto di interventi. 

Divieto di realizzare attività di ingegneria ambientale e rimboschimenti per 5 anni con risorse 

pubbliche nelle zone boscate e nei pascoli percorsi dal fuoco. Questa disposizione, prevista con lo 

scopo di limitare gli eventi dolosi, ha effetto incerto e nella migliore delle ipotesi potrebbe 

contenere la frazione di eventi dolosi finalizzati a procurare lavoro in campo forestale. Per contro 

ha il sicuro effetto di limitare il rimboschimento che è uno degli strumenti di recupero delle aree 

danneggiate. 

Indicazioni incerte relativamente alla prevenzione diretta. Infatti si prevedono operazioni di 

pulizia e manutenzione del bosco tra le attività individuate nei piani, mentre in apposite 

disposizioni sulla prevenzione si dispongono “interventi colturali idonei” per migliorare l’assetto 

della vegetazione degli ambienti forestali. Queste ultime indicazioni sono più che sufficienti per 

consentire alla professionalità del forestale di limitare la biomassa bruciabile in rapporto alla 

intensità lineare desiderata. Allo stesso tempo l’indicazione di pulizia del bosco risulta ridondante e 

potrebbe essere fraintesa originando attività come i decespugliamenti che potrebbero diminuire la 

capacità del bosco di rallentare il vento. Si avrebbe così un incremento di intensità dell’incendio 

radente che potrebbe superare il valore critico di passaggio in chioma. Quindi l’intervento 

produrrebbe un considerevole peggioramento della situazione. 

Assenza di indicazioni per il fuoco prescritto. E’ auspicabile che questa tecnica venga recepita 

dalle leggi regionali di adeguamento alle norme della L 353/2000. 

Confusione tra rischio e pericolo nel contesto delle indicazioni di legge. Per rischio deve essere 

intesa l’espressione delle caratteristiche territoriali fisse mentre con pericolo di quelle variabili. La


non chiarezza di questa distinzione comporta che possano essere intraprese attività non collocabili 

nella successione logica dei capitoli del piano di cui in seguito si tratterà. 

PARTI FONDAMENTALI DEL PIANO ANTINCENDI 

Dopo la realizzazione di numerosi piani in contesti differenti della realtà italiana è andata 

maturando un'evoluzione a seguito della quale sono emersi alcuni concetti che solo oggi 

cominciano ad affermarsi. Su questa base si sono differenziate le seguenti tappe: 

Indagini Preliminari 

Con le indagini preliminari si mira ad ottenere una valutazione dello stato attuale del problema 

sul territorio. Si evidenzia lo stato dell’organizzazione della prevenzione, dell’estinzione e della 

ricostituzione del bosco danneggiato dal fuoco. 

Si indicano di seguito i principali elementi da acquisire con le indagini preliminari. 

Rapportati alla descrizione territoriale 

cartografia di base 

carta dell’uso del suolo 

cartografia tematica forestale 

cartografia delle aree a parco 

tipologie forestali 

inventario forestale 

mappatura dei modelli di combustibile 

DTM 

Rapportati alle disposizioni pianificatorie 

pianificazione forestale 

pianificazione specifica per le aree a parco 

definizione delle zone di interfaccia urbano-foresta 

definizione delle aree di ricostituzione 

Rapportati agli incendi ed ai principali fattori predisponenti 

Serie storica degli incendi 

Aree percorse dal fuoco nell’ultimo quinquennio 

Serie storica dei dati meteorologici di stazioni significative (precipitazioni, vento, umidità e 

temperatura dell’aria, insolazione) 

Definizione del territorio da comprendere nel piano 

Non tutto il territorio di una Regione deve necessariamente essere compreso nel piano. Infatti 

possono esserci delle zone in cui non si verificano mai incendi, che non devono essere indirizzo di 

provvedimenti non congruenti con le esigenze territoriali. 

Per definire il territorio compreso nel piano devono essere salvaguardate delle esigenze 

amministrative ed operative. 

Infatti la legge 353/2000 prevede delle restrizioni nelle aree a rischio e nei periodi di elevato 

pericolo, vietando tutte le azioni determinanti anche solo potenzialmente l’innesco dell’incendio. 

Dal punto di vista amministrativo emerge la necessità di estendere l'area soggetta al piano, 

includendo anche quei comuni che sono interessati dal fenomeno incendi anche se marginalmente. 

Operativamente deve essere definita un'area corrispondente ad effettive esigenze tecniche di 

prevenzione, estinzione e ricostituzione del bosco percorso dal fuoco. 

Si delineeranno quindi un'area amministrativa compresa nel Piano e un'area operativa.


Normalmente per la definizione del territorio da sottoporre a pianificazione si devono 

considerare le aree amministrative dando preferenza ai comuni e definire un'area soggetta al Piano 

accorpata. Infatti tutte le informazioni relative allo svolgimento delle operazioni antincendio, i 

rilievi, gli interventi sono definiti con riferimento al comune. 

Nell’area operativa dovranno essere eliminati, rispetto all'area amministrativa, alcuni comuni in 

cui il fenomeno incendi è marginale. 

Zonizzazione attuale 

Con la zonizzazione attuale si definiscono sul territorio aree omogenee per problematiche e 

interventi relativi al contenimento del fuoco, attualmente presenti. Quindi si esamina anche ogni 

provvedimento antincendio già adottato. 

Nell’ambito della pianificazione su area regionale l’unità territoriale di base potrà essere il 

Comune, la Comunità Montana od ogni altra entità che rispetti i limiti amministrativi. 

La zonizzazione attuale può venire convenientemente realizzata con metodologie statistiche 

(cluster analysis gerarchica) ottenendo contemporaneamente sia le aree a rischio, da definire ai 

sensi della legge quadro, sia la loro collocazione in una scala di priorità. 

Per definire la zonizzazione attuale verranno indagati i seguenti argomenti: 

Cause determinanti. 

Fattori predisponenti. 

Dati anemologici. 

Esposizione ai venti. 

Mappatura delle tipologie di combustibile. 

Definizione della pericolosità e della gravità reale di incendio. 

Definizione delle aree a rischio con indicazione delle formazioni di vegetazione prevalenti. 

Individuazione delle azioni determinanti l’innesco nelle aree a rischio e nei periodi di elevata 

pericolosità. 

Caratterizzazione delle aree a rischio sulla base di pericolosità, gravità, interfaccia urbano 

foresta e necessità di ricostituzione. Attribuzione della priorità alle differenti zone. 

Tutti i punti precedenti sono necessari per l’impianto del piano e rappresentano la base per le 

successive elaborazioni di zonizzazione degli obiettivi e degli interventi che devono essere 

realizzati per ottenerli. 

Inoltre, nel contesto della zonizzazione attuale, deve essere inserita la mappatura delle aree 

percorse dal fuoco nell’anno precedente. Questa elaborazione dovrà essere realizzata tutti gli anni 

poiché rappresenta uno strumento necessario per l’applicazione dei divieti di legge. 

La stessa mappatura in cui si individuano le aree percorse è anche la base per il catasto delle 

superfici percorse dal fuoco, aggiornato annualmente (art.10 comma 2), di competenza dei comuni. 

Inoltre la capitalizzazione delle informazioni dei successivi anni permette di trarre informazioni 

sulle zone di ripercorrenza, assai preziose per le revisioni periodiche del piano. 

Zonizzazione degli obiettivi 

Solo dopo avere individuato zone omogenee in cui si presentano specifiche problematiche si 

possono stabilire degli obiettivi di pianificazione antincendi boschivi. Essi si concretizzano 

soprattutto con riduzione della superficie percorsa piuttosto che non con il contenimento del 

numero totale di incendi. Infatti esso nell'ambito di un solo periodo di validità di un piano tende a 

rimanere costante (Bovio, 1990). 

Pertanto, l’obiettivo della pianificazione antincendio deve essere concretizzato definendo una 

“superficie percorsa ammissibile”. Deve cioè essere stabilito un valore massimo di superficie rurale 

su cui annualmente si ammette avvenga il passaggio del fuoco. Tale grandezza è una parte 

fondamentale del piano poiché da essa discendono tutte le azioni da intraprendere per poterla 

effettivamente rispettare. Quanto più le indagini forestali evidenziano grave il transito del fuoco in


una zona e tanto più detta superficie dovrà essere limitata. In casi di particolare rilevanza 

ambientale potrà tendere a zero. A livello di pianificazione generale di un territorio si dovranno 

evidenziare per ogni singola area omogenea il valori di superficie percorsa ammissibile definendoli 

come somma di aree in cui può transitare il fronte di fiamma. Il totale di dette aree definisce la 

superficie percorsa ammissibile (BOVIO, 1989) che caratterizza tutto il territorio compreso nel 

piano. 

Risulta evidente che il valore di questa superficie deve essere legato, oltre che alle condizioni di 

vulnerabilità e di valore ambientale, anche alle possibilità di intervento. 

Infatti, l’impegno rappresentato dagli interventi di contenimento degli incendi, anche se 

correttamente distribuiti tra prevenzione, estinzione e ricostituzione, aumenta più che 

proporzionalmente al lavoro da realizzare. Ciò vale anche per i costi da sostenere. 

Il pianificatore, per non affrontare costi troppo elevati, accetta che su zone di minore importanza 

forestale il fuoco passi purchè i danni all'ambiente siano limitati. Con coperture forestali pirofite 

potranno essere ammessi bassi valori di intensità di incendio. Anche nei cedui, in periodi lontani 

dall'utilizzazione, potrà essere ammesso il passaggio del fuoco, mentre dovrà essere rigorosamente 

escluso dalle fustaie con rinnovazione. 

Inoltre, anche indipendentemente dalla disponibilità finanziaria, gli interventi tecnici che 

possono essere realizzati richiedono un determinato tempo per essere efficaci. Pertanto lo stabilire 

un livello di superficie troppo contenuto può essere un errore più grave che non accettare, al 

contrario, un valore troppo alto. Infatti, nel primo caso il livello troppo ambizioso viene 

difficilmente raggiunto e i capitali impegnati non offrono proporzionali risultati. Pertanto per 

contenere la superficie percorsa annualmente dal fuoco entro limiti accettabili se pur non ancora 

definitivi si può ricorrere a tappe parziali. Esse sono espresse dalla RASMAP (Riduzione Attesa 

della Superficie Media Annua Percorsa) che si concretizza con una riduzione della superficie 

percorsa verosimilmente raggiungibile. 

L’obiettivo di RASMAP si ottiene pianificando interventi rapportati alla resistenza e alla 

resilienza delle coperture forestali e al probabile comportamento degli incendi, per raggiungere 

l'obiettivo al termine del periodo di validità del piano. 

Zonizzazione e impatto 

Con il concetto di impatto accettabile si fa riferimento agli effetti sul territorio e sulle condizioni 

socio-economiche conseguenti al fuoco. 

L’impatto sulla foresta cambia molto in funzione delle modalità di gestione adottate. Dal punto 

di vista ecologico possono essere considerati molti differenti aspetti come l’habitat, la biodiversità, 

la fauna, ecc. Gli aspetti economici si riferiscono in parte alla produzione legnosa e in maggiore 

misura alle esternalità. Esse sono legate agli aspetti socio-econoomici che variano in funzione 

dell’antropizzazione, dell’estensione dell’interfaccia urbano-foresta, e in generale dal modo di 

considerare il valore della foresta. 

Per tutte queste ragioni nella zone omogenee devono essere definiti dei livelli di impatto 

accettabile appropriati e derivati da analisi ambientali. 

Tuttavia per tutte le variabili che si considerano per valutare le aree forestali e raggrupparle in 

zone omogenee si deve distinguere il livello locale da quello regionale. 

Il livello locale è finalizzato ad evidenziare le condizioni di dettaglio delle foreste presenti, la 

gestione attualmente realizzata, la prevenzione selvicolturale, l’organizzazione di dettaglio della 

estinzione e della ricostituzione. 

A livello regionale non si farà riferimento ai siti di dettaglio, mentre ci si soffermerà sulle 

caratteristiche generali delle aree e soprattutto sul confronto tra esse, individuando i problemi 

prioritari e dislocando i relativi interventi. 

Ovviamente le analisi e gli approcci dei due livelli sono intercorrelati, ma assolutamente distinti. 

Quindi verranno previste delle indagini parallele. 

Gli obiettivi, che si concretizzano soprattutto con la superficie percorsa ammissibile, si possono 

raggiungere solo se si definisce l’impatto accettabile inteso come una parte dell’impatto totale. Solo


dopo questa fase si potranno definire di conseguenza gli interventi, individuando il livello 

necessario di preparazione del servizio. 

Valutazione dell’impatto accettabile 

L’impatto atteso viene definito tramite la valutazione delle probabili conseguenze degli incendi 

sul territorio. La valutazione consiste nell’identificare il conflitto tra l’eventuale incendio e le 

funzioni attese dalle risorse naturali. La frazione dell’impatto atteso che può essere ritenuta 

compatibile con le funzioni della copertura forestale della zonarappresenta l’impatto accettabile. 

Riferendosi ad ogni singola funzione della copertura forestale di un’area può accadere che i 

livelli di impatto siano anche assai differenti per funzioni diverse. 

L’impatto accettabile deve essere definito per ogni area omogenea e in seguito mediato per 

esprimere un valore su tutta l’area. 

Per valutare l’impatto accettabile si devono definire le seguenti variabili fondamentali: 

Rischio 

Esprime la probabilità che un incendio sfugga al controllo e consegue dalla combinazione del 

suo comportamento e dal suo tasso di accrescimento. Quest’ultima variabile esprime anche la 

possibilità che il fuoco possa essere fermato nelle operazioni di attacco iniziale. Dipende dalle 

caratteristiche del fuoco e da quelle dell’ambiente e dalla sua accessibilità. Inoltre dipende dalla 

capacità operativa delle squadre antincendio e dalla loro dislocazione. 

Impatto sugli ecosistemi 

Deriva dalla combinazione della componente di rischio, di comportamento del fuoco e degli 

effetti che ci si aspetta derivino dal manifestarsi del fuoco sugli ecosistemi. 

Componente di inizio di incendio e di attacco iniziale 

Questo parametro deriva dalla combinazione del tasso di incremento del perimetro (m/h) da 

legare al comportamento del fuoco ed alle caratteristiche ambientali e del tasso di estinzione dei 

mezzi (m di fronte di fiamma), dipendente sia dalle caratteristiche operative dei mezzi sia da quelle 

delle attrezzature trasportate per l’estinzione. 

Distanza dalle strade 

Questa variabile deve essere valutata con riferimento ad ogni minima unità di analisi ed 

integrata alla capacità di estinzione che una squadra con attrezzatura manuale può manifestare in 

attacco diretto. Quindi durante l’applicazione della pianificazione sarà necessario dettagliare la 

capacità operativa in rapporto al comportamento del fuoco. Si ipotizza di non potere affrontare in 

attacco diretto, il fronte che procede ad oltre 10 m/min. 

Vi è inoltre la necessità di definire le caratteristiche per assumere che l’attacco iniziale sia da 

considerarsi effettuato con successo. Si ritiene opportuno assumere l’operazione avvenuta con 

successo quando non si è superato 1 ha di superficie percorsa. Ovviamente questa indicazione può 

variare a seconda degli scenari e della valenza ambientale in cui si opera ed è una evidente 

semplificazione poiché la possibilità di affrontare il fuoco si manifesta sul fronte lineare ed è 

proporzionale al perimetro. 

Regime accettabile di eventi 

Tutte le conseguenze degli incendi sul territorio esprimono la dimensione totale del problema.


Nella pianificazione, specificatamente nel periodo di validità del piano, non si può ipotizzare di 

affrontare il problema nella sua totalità, ma solo contrastarlo parzialmente. 

Dalla totalità degli incendi dovrà essere separata la frazione corrispondente agli eventi che si 

ritengono accettabili. In questa categoria si comprendono gli eventi di piccola dimensione. Essi 

hanno una superficie unitaria limitata e sono caratterizzati da un comportamento poco traumatico, 

tale da causare un impatto assai limitato all’ambiente. Questi incendi, anche se numerosi, possono 

essere considerati nel loro complesso un problema assai limitato. 

Mentre l’obiettivo della pianificazione, ottenibile con successivi piani che si susseguono in 

successivi periodi di validità, è il completo contenimento di tutti gli incendi, l’obiettivo delle prime 

tappe pianificatorie è invece considerare accettabile questa serie di eventi, che normalmente limita 

l’intensità lineare a valori inferiori a 300 kcal m -1 s -1 . 

Sulla base dell’esame della distribuzione cumulativa si ritiene come regime accettabile tutta la 

serie di eventi la cui superficie media percorsa è sotto un valore caratteristico che deve essere 

valutato dal pianificatore caso per caso. 

Gli incendi superiori a questa soglia sono in numero limitato rispetto al totale e rappresentano 

complessivamente circa il 90% della superficie percorsa regionale. 

Si ritiene di non considerare questa frazione di eventi per la definizione della RASMAP. 

Regime non accettabile di eventi 

Con il piano si deve provvedere a fronteggiare il regime non accettabile degli incendi per l’ 

impatto ambientale che rappresentano. 

I differenti livelli di impatto vengono valutati ad area vasta sulla base del comportamento del 

fuoco. Poiché non è possibile provvedere alla simulazione del comportamento dei probabili eventi 

futuri si procede sulla base della classificazione di quelli passati. Si accetta l’ipotesi che l’evento 

sia di impatto tanto maggiore quanto più la superficie percorsa da ogni singolo evento è stata 

elevata. 

Il regime non accettabile si definisce invece sulla base degli incendi che superano la dimensione 

tale da causare traumi ambientali non accettabili. In questo ambito si darà particolare importanza 

alle determinazioni mirate al contenimento degli incendi con superficie superiore ai valori che 

determinano una rapida impennata della curva della distribuzione cumulativa. Si lavora con 

riferimento al territorio delineato dalle aree unitarie di cui si conosce la superficie delle differenti 

formazioni boscate che verranno distinte in graduatoria secondo la loro vulnerabilità al fuoco 

rispetto alla vulnerabilità generale del territorio. 

Determinazione della RASMAP 

Il regime non accettabile si affronta con la RASMAP. Essa si determina, nel suo valore globale, 

su tutto il territorio a partire dall’AB%. In seguito deve essere distribuita tra le differenti aree 

omogenee definite su territorio con la zonizzazione attuale. 

Vi sono vari procedimenti per calcolare la RASMAP finalizzata a contenere la dimensione degli 

incendi del regime considerato non accettabile. 

I criteri che devono essere considerati sono i seguenti: 

proporzione di boschi dell’area omogenea in rapporto ai boschi di tutto il territorio sottoposto a 

pianificazione 

vulnerabilità del bosco che brucia annualmente nell’area omogenea rispetto a quella dei 

rimanenti boschi di tutto il territorio sottoposto a pianificazione. 

quota parte di bosco che brucia annualmente nell’area omogenea. 

distribuzione delle aree protette regionali, statali, siti di interesse comunitario (SIC), zone di 

protezione speciale (ZPS). 

area boscata totale di ogni area omogenea.


Si riporta una proposta metodologica adatta a territori vasti, per suddividere la RASMAP 

secondo i criteri suddetti. 

I concetti relativi ai primi tre punti vengono elaborati tramite il calcolo di un parametro di 

compensazione che comprende le seguenti espressioni: 

Coefficiente di Normalizzazione: CN = Superficie boscata percorsa per area omogenea / 

Superficie boscata percorsa su tutto il terriotio (CN= 0-1) 

1 n (sup % bosco * Cvul ). Dove sup % bosco è la percentuale di superficie di bosco percorsa in 

ciascuna categoria di bosco e Cvul esprime la differente vulnerabilità di ogni categoria di bosco. 

Radice cubica del rapporto Superficie boscata percorsa all’anno / superficie boscata dell’area 

omogenea. Il rapporto è riportato sotto radice cubica per diminuire la variabilità del dato ed 

attenuare così l’effetto dei valori estremi, stabilizzando il risultato. 

Il coefficiente di normalizzazione fa riferimento esclusivamente alla superficie boscata percorsa 

e non comprende quella non boscata. Infatti, nel procedimento pianificatorio si ritiene che i 

provvedimenti che possono essere concretamente realizzati siano solo per la difesa del bosco. Si 

tralasciano le coperture non boscate poichè si ritiene che non possano essere comprese negli 

interventi da proporre nel piano senza fare aumentare i costi corrispondenti a livelli non 

proponibili. 

Il parametro di compensazione è quindi moltiplicato per 2 coefficienti che tengono conto dei 

criteri indicati ai punti 4 e 5, ottenendo un parametro di compensazione corretto. 

Il criterio indicato al punto 4 (distribuzione delle aree protette regionali) viene introdotto per 

tenere conto della quota di superficie territoriale protetta, indipendentemente dal regime normativo, 

per particolari valenze ambientali. In questa fase tutte la aree protette vengono considerate di pari 

valore. La loro successiva differenziazione dovrà essere introdotta nell’apposito settore dedicato ai 

parchi regionali e nazionali. 

Infine il criterio indicato al punto 5 (area boscata totale) viene introdotto per tenere conto 

dell’estensione complessiva del patrimonio boscato da proteggere, con particolare riferimento alle 

aree omogenee più grandi, nei quali la maggiore dispersione del problema comporta un impiego di 

risorse aggiuntivo. 

Obiettivi delle zone protette 

Con la RASMAP si definisce su tutto il territorio il contenimento che si desidera ottenere. Il 

contenimento viene previsto in funzione delle priorità stabilite nelle analisi di zonizzazione attuale. 

Su tutto il territorio si considerano di uguale valore tutte le zone che hanno lo stesso livello di 

rischio oppure che appartengono ad una determinata copertura forestale. 

Tuttavia, può accadere che in particolari aree queste priorità non debbano essere rispettate. 

Infatti possono esserci zone in cui devono essere definiti degli obiettivi speciali. Si tratta in modo 

particolare di aree protette per le quali si deve prevedere un’apposita sezione del presente piano. 

Le aree protette sono comprese in aree omogenee per le quali è stata fatta l’analisi del rischio. 

Per realizzarla non si poteva analizzare tutto il territorio trattando a parte tutte le aree protette 

poiché esse, di solito, sono distribuite assai uniformemente. 

La definizione degli obiettivi potrebbe avvenire per i parchi solo in funzione della RASMAP 

della zona omogenea in cui il parco ricade. 

Tuttavia, potrebbe accadere che lo stesso concetto di RASMAP fosse snaturato soprattutto per i 

parchi molto piccoli dove potrebbe non essersi verificato nemmeno un incendio. Per tale motivo 

viene introdotto il concetto di RASMAP equivalente. Essa corrisponde alla riduzione di superficie 

degli incendi ed esprime l’entità degli interventi che si devono fare per ottenere detta riduzione. Di 

fatto si tratta di un’espressione che ha connotazione teorica poiché non coincide con l’effettiva 

riduzione di superficie percorsa che potrebbe anche non essersi verificata. In pratica però la 

RASMAP equivalente corrisponde al contenimento potenziale del problema che nell’area protetta 

deve essere previsto.


ZONIZZAZIONE DEGLI INTERVENTI 

A seguito dell’analisi pianificatoria finalizzata a stabilire gli obiettivi dovranno essere descritti 

gli interventi ritenuti necessari per ottenerli. 

Essi si concretizzano con interventi vari tra cui i principali sono quelli di carattere selvicolturale, 

i viali tagliafuoco, la previsione del pericolo di incendio, l’avvistamento, il coordinamento 

operativo, la ricostituzione. Saranno comprese la prevenzione indiretta e diretta. La prima rende 

meno frequenti le cause di accensione e consiste prevalentemente nell’invitare la popolazione ad 

assumere una coscienza antincendio e ad adottare delle precauzioni. La seconda prevede sia 

interventi che facilitano l'estinzione, sia l’azione selvicolturale che plasma la copertura vegetale 

rendendola meno vulnerabile e bruciabile. Gli interventi devono essere anche valutati dal punto di 

vista paesaggistico (Bovio, 1992) poiché talvolta hanno un forte impatto visuale. 

Tutti gli interventi sono complementari per raggiungere il valore totale di RASMAP. 

Essi vengono di seguito indicati: 

Previsione 

Consiste nell’attività di previsione dei periodi in cui è maggiore la probabilità che inizino e si 

sviluppino incendi. 

Inoltre deve essere definita la rispondenza territoriale, necessaria poiché possono esserci a 

fronte del medesimo metodo di previsione risposte differenti su territori differenti, per contro a 

parità di valore dell’indice possono esserci differenti situazioni di pericolosità. 

Si sottolinea l’opportunità di basarsi su metodi di previsione meteorologici cumulativi di inizio 

e di diffusione basati su criteri fissati dalla Commissione Europea. A tale riguardo è opportuno 

precisare che sono state fatte ricerche per mettere a punto metodi di previsione di carattere europeo 

finalizzati al calcolo giornaliero su aree vaste. Dall’estate del 2000 è entrato in funzione un sistema 

si previsione su tutta l’Europa, per aree di 50x 50 km, che consente a tutti gli Stati interessati di 

ricevere informazioni di valenza sinottica. Per mettere a punto il servizio di previsione sono stati 

scelti 6 metodi tra i molti analizzati, individuando per ognuno i pregi e i difetti nei confronti dello 

scopo da raggiungere. Il software EUDIC (European Danger Indices Calculator) (Bovio e Camia, 

2000) provvede al calcolo giornaliero dell’indice di pericolo su tutto il territorio europeo. Impiega 

sia dati meteorologici misurati che derivano dalla banca dati messa a punto con il progetto MARS 

(Monitoring Agricolture with Remote Sensing) del Centro Comune di Ricerca (Ispra) sia dati di 

previsione meteorologica che derivano da Meteo France. Il software EUDIC è alla base 

dell’European Forest fire risk forecast system (EFFRS) (European commission, 2001). Le linee 

guida che raccomandano di realizzare la previsione con metodi ispirati ai criteri adottati dalla 

Commissione Europea sottolineano anche l’opportunità di seguire metodi meteorologici cumulativi 

e impiegare dati meteorologici sia misurati sia previsti. In tale modo si può realizzare un 

considerevole salto di qualità della previsione del pericolo poiché disponendo di una previsione 

affidabile, è possibile conoscere con sufficiente affidabilità il probabile numero di incendi dei 

prossimi giorni. Tuttavia il sistema EUDIC, citato dalle linee guida, è finalizzato a previsioni su 

area molto vasta. Per questa caratteristica non può essere impiegato ad area di dettaglio, poiché per 

le informazioni locali si deve affiancare una previsione più raffinata. Nella previsione da inserire 

nei piani tuttavia si può ipotizzare l’impiego dell’informazione del pericolo calcolata a livello 

europeo con la finalità di avere la sensazione generale del problema. Detta informazione, che è 

indispensabile per le organizzazioni di intervento nazionali, può essere inserita nei piani come 

informazione complementare di metodologie applicate a livello locale.

Prevenzione 


Vi sono numerose attività preventive che vengono solo indicate senza descriverle poiché lo 

scopo del lavoro è soffermarsi sulla impostazione della pianificazione senza esaminare i singoli 

intereventi. Tuttavia essi si citano di seguito poiché concorrono al contenimento degli incendi. 

• Prevenzione indiretta con programmi di sensibilizzazione per la cittadinanza 

• Viabilità operativa 

• Viali tagliafuoco 

• Approvvigionamento idrico 

• Prevenzione selvicolturale 

Lotta attiva 

• Sorveglianza 

• Avvistamento 

• Allarme 

• Struttura della SOUP 

• Mezzi e procedure di lotta 

• Flusso informativo 

• Formazione 

Sezione per le aree protette regionali 

Nell’ambito del piano regionale dovranno essere riservate alle aree naturali protette delle 

particolari sezioni per distinguere la specificità dei loro problemi rispetto al rimanente territorio. 

In questa parte specifica del piano verranno indicate linee di pianificazione per le zone destinate 

a parco regionale. Si elaboreranno delle priorità di protezione in funzione delle analisi 

precedentemente svolte. 

La previsione e la prevenzione dovranno essere attuate dagli enti gestori delle aree naturali 

protette. Pertanto dovrà essere prevista l’analisi delle proposte degli stessi enti e il loro inserimento 

armonico nell’elaborazione del piano. Sarà importante concertare gli obiettivi e gli interventi, 

poiché da essi dipendono sia i risultati sia l’impegno di risorse per la pianificazione che verrà 

definita. Questa concertazione è importante poiché devono essere difese delle emergenze 

particolari dei parchi con interventi sia puntuali e sia generali. Questi ultimi per potere essere 

efficaci dovranno potere estendere la loro validità a tutte le situazioni. 

Sezione per parchi naturali e riserve naturali dello Stato 

Il piano regionale recepirà le linee di un apposito piano del Ministero dell’Ambiente, su 

proposta degli enti gestori dei parchi e riserve naturali dello Stato, contemplando una apposita 

sezione. 

Le priorità di protezione, oltre che in accordo con le linee ministeriali, seguiranno 

l’impostazione delle linee del piano regionale poiché le attività di lotta dovranno avvenire 

comunque secondo i criteri in esso adottati. 

Ricostituzione 

Nei boschi danneggiati dal fuoco avviene una ricostituzione naturale, tuttavia in molte occasioni 

possono essere utili specifici interventi. Le migliorie degli ambienti forestali nelle zone 

danneggiate, oltre che fare tendere la copertura forestale verso una situazione più stabile,


assicurano una minore possibilità di passaggio del fuoco. Per contro le coperture forestali 

danneggiate senza ripristino tendono ad essere ripercorse con maggiore facilità. 

La legge quadro non fa riferimento specifico alla ricostituzione. Tuttavia è necessario 

coordinare interventi di miglioramento, quindi si ritiene opportuno predisporre nel piano queste 

attività traendo informazioni dalla zonizzazione attuale, in cui si elabora la mappatura delle aree 

percorse dal fuoco nell’anno precedente. Nella maggioranza dei casi, su un determinato territorio 

non è nota l’effettiva esigenza di recupero dei boschi colpiti. Pertanto prima di realizzare interventi 

è necessaria un’indagine di larga scala per individuare le aree maggiormente colpite. A questo 

riguardo sono state studiate, per territori vasti, metodologie per conoscere i danni nelle differenti 

situazioni, e per indirizzare il recupero (Bovio et al., 2001). Su questa base, con una successiva 

analisi, si individuano delle aree in cui avviene una ricostituzione passiva, come nella maggior 

parte dei casi, o che richiedono ricostituzione attiva, capace di portare il soprassuolo nelle 

condizioni precedenti il trauma. 

Si ritiene che il piano possa prevedere un apposito catasto della ricostituzione. Esso dovrebbe 

comprendere tutti gli interventi effettuati ed evidenziare nel tempo gli effetti ottenuti. In tale modo, 

per le caratteristiche specifiche di un territorio, si verrebbe a conoscere l’efficacia degli interventi, 

le esigenze di ripristino ancora da effettuare e il collegamento con le azioni di prevenzione diretta 

selvicolturale. 

CONCLUSIONI 

La traccia che è stata proposta indica le tappe principali della pianificazione antincendi boschivi. 

Si devono sottolineare due fondamentali caratteri. Uno deriva dall’avere recepito le evoluzioni 

della pianificazione nel corso delle successive applicazioni che si sono realizzate sul territorio 

italiano. Un secondo deriva dalle caratteristiche che devono avere i piani antincendio per rispettare 

le indicazioni della legge quadro attualmente in vigore. 

BIBLIOGRAFIA 

Bovio G., 1989 - La pianificazione antincendi per la difesa del patrimonio boschivo. Annali 

dell’Accademia Italiana di Scienze Forestali, 38,431-458. 

Bovio G., 1990 - La pianificazione antincendi per la difesa del patrimonio boschivo. Accademia 

Italiana di Scienze Forestali, 38: 431-458. 

Bovio G., Camia A., 2000 Contract Computation of 

meteorological fire danger indices for southern Europe JRC Ispra – Agroselviter. 

Bovio G., Camia A., Gottero F., 1999 - Piano Regionale per la difesa del patrimonio boschivo dagli 

incendi 1999-2001. Regione Piemonte. Assessorato Economia Montana e Foreste. pp. 197. 

Bovio G., CAMIA A., FRANCESETTI A., 2001 – Ricostituzione delle aree forestali percorse da 

incendi in Piemonte. Rapporto di ricerca. Dip. Agroselviter. Regione Piemonte, pp 78. 

Bovio G., CAMIA A., MARZANO R., 2002 - Incendi boschivi in interfaccia urbano-foresta: metodi 

di indagine a scala regionale e locale. Linea Ecologica, 34,2,34-41. 

INSTITUT INTERNATIONAL D’AGRICULTURE, 1933 - Enquête internationale sur les incendies de 

forets. Roma, pp. 457. 

Leone V., 1988 – Aspetti e limiti dell’attuale dispositivo difensivo contro gli incendi boschivi. 

Cellulosa e Carta, 5 : 15-23.




STORIA ED ECOLOGIA DEGLI INCENDI BOSCHIVI 

AL SUD DELLE ALPI DELLA SVIZZERA 

Marco CONEDERA*, Marco MORETTI*, Willy TINNER ** 

* WSL Sottostazione Sus delle Alpi, Bellinzona 

** Istituto di Scienze Botaniche, Università di Berna 

conedera@mail.wsl.ch

16 

INTRODUZIONE 

Storia ed ecologia degli incendi boschivi al Sud delle Alpi della Svizzera 

Il Sud delle Alpi è la regione della Svizzera più colpita dagli incendi boschivi. Pur 

rappresentando solo il 9% della superficie (corrispondenti a ca. 400'000 ettari, di cui 175'000 ettari 

di bosco) questo territorio è stato colpito nell’ultimo cinquantennio dalla metà degli incendi che 

hanno interessato la Svizzera. A livello di superficie bruciata, il bilancio è ancora più netto: circa il 

90% dell’area percorsa dal fuoco in Svizzera negli ultimi cinquanta anni è situato al Sud delle Alpi 

(Ceschi, 1977; Conedera et al., 1993; Marxer, 2002). 

Nel 1991, con la creazione della Sottostazione Sud delle Alpi a Bellinzona (Canton Ticino), 

l’Istituto Federale per la Ricerca sulla Foresta, la Neve e il Paesaggio (WSL) ha compiuto un passo 

decisivo verso lo studio dei problemi legati agli incendi boschivi. Quale base di riferimento delle 

attività di ricerca, la Sottostazione Sud delle Alpi ha messo a punto, in collaborazione con altri 

Istituti e Università svizzeri, un programma di ricerca a medio termine allo scopo di coordinare e 

incentivare gli studi multidisciplinari sul tema degli incendi di bosco. Il programma prevedeva le 

seguenti aree tematiche principali (Marcozzi et al., 1995): 

• sistema informativo; 

• storia degli incendi; 

• conseguenze ecologiche; 

• aspetti socio-culturali e gestione antincendio. 

In questo contributo vengono presentati in forma sintetica in principali risultati ottenuti 

nell’ambito delle ricerche fin qui svolte. 

IL SISTEMA INFORMATIVO “INCENDI BOSCHIVI” 

Il sistema informativo sugli incendi boschivi del Sud delle Alpi è stato creato nel 1993 

nell’ambito del programma nazionale di ricerca PNR 31 “Mutamenti climatici e catastrofi naturali” 

(Conedera et al., 1996). Tutte le informazioni reperibili al Sud delle Alpi sugli incendi boschivi 

sono state raccolte in modo sistematico e informatizzate. 

Il cuore del sistema informativo è costituito da una banca dati contenente le informazioni sui 

singoli incendi boschivi registrate dal Servizio Forestale (quasi 6'000 incendi tra il 1890 e il 2000), 

le informazioni sulle attività antincendio (informazioni riferite a 1300 eventi tra il 1984 e il 2000) e 

alcune tabelle ausiliarie contenenti i dati territoriali dei singoli comuni (Conedera et al., 1993). A 

partire dal 1969 sono pure stati digitalizzati i perimetri delle aree bruciate della maggior parte degli 

incendi in un sistema di informazione geografica (SIG ArcInfo TM ) compatibile con la banca dati, 

(Jud e Frank, 1995). Completa il sistema informativo una ricca raccolta di documentazione scritta 

relativa al tema degli incendi (letteratura scientifica, rapporti amministrativi, documentazione 

d’archivio, fotografie, articoli di giornale ecc.). 

Questo sistema informativo sugli incendi boschivi si è rivelato sin dalla sua creazione un 

indispensabile strumento di riferimento sia per gli studi effettuati al Sud delle Alpi sul tema degli 

incendi boschivi che per gli interventi pratici (p. es. pianificazione delle vasche antincendio). 

LA STORIA DEGLI INCENDI 

La storia antica 

La ricostruzione della storia degli incendi sul lungo periodo (ca. 15'000 anni, praticamente a 

partire dalla fine dell’ultima glaciazione) è stata effettuata attraverso l’analisi dei microcarboni 

presenti nei sedimenti lacustri di due laghi: il Lago di Origlio (416 m s.l.m.) e il Lago di Muzzano 

(337 m s.l.m.), entrambi situati nella parte meridionale del Canton Ticino. Questo approccio è


basato sul presupposto che la presenza di microcarboni nel sedimento (espressa in mm 2 cm -2 anni -1 

di microcarboni nell’influx) è direttamente proporzionale alla frequenza effettiva degli incendi nel 

territorio (Tinner et al., 1999). Questa relazione ha potuto in ogni caso essere dimostrata per il Sud 

delle Alpi della Svizzera, dove il livello di sedimentazione dei microcarboni durante il periodo 

1920-1990 è risultato fortemente correlato con la frequenza annuale degli incendi nel raggio di 20- 

50 km dai laghi considerati (Tinner et al., 1998). 

Come visibile in Figura 1, la storia degli incendi boschivi al Sud delle Alpi può essere suddivisa 

in cinque zone stratigrafiche principali, corrispondenti ad altrettanti periodi con differente 

frequenza di incendi (Tinner et al., 1999; Conedera e Tinner, 2000a). Il primo periodo (Z1, da circa 

13000 BC cal. a 8300 BC cal.) corrisponde al primo post-glaciale e presenta valori di influx di 

microcarboni molto bassi. Data la mancanza di indicatori antropici nel diagramma pollinico 

corrispondente, questo livello di microcarboni (1-3 mm 2 cm -2 anni -1 ) riflette la bassa frequenza 

naturale degli incendi al Sud delle Alpi in condizioni climatiche notevolmente più continentali di 

oggi (Tinner et al., 1999). All’inizio del secondo periodo (Z2, da circa 8300 BC cal. a 5000 BC 

cal.), il livello dei microcarboni subisce un’impennata improvvisa, stabilizzandosi su valori medi (< 

5 mm 2 cm -2 anni -1 ). Malgrado siano stati rinvenuti siti mesolitici nel Sud delle Alpi della Svizzera e 

nella vicina Italia (p. es. Tec Nev in Mesolcina, Pian dei Cavalli e Monte Cornizzolo in Lombardia, 

Ciancàvero in Ossola; vedi Crotti, 1993) i diagrammi pollinici di Origlio e Muzzano rivelano 

pochissimi (e irrilevanti) cambiamenti della vegetazione attribuibili ad azioni antropiche (Conedera 

e Tinner, 2000b). I livelli di microcarboni di questa seconda zona possono quindi essere considerati 

l’espressione naturale della frequenza degli incendi al Sud delle Alpi in condizioni climatiche 

simili a quelle attuali (Tinner et al., 1999; Conedera e Tinner, 2000b). Nella zona successiva (Z3, 

corrispondente al periodo dal 5000 BC cal. al 1400 BC cal.) il diagramma pollinico presenta con 

continuità indicatori antropici, sia diretti (cereali, Plantago lanceolata), che indiretti (Rumex 

acetosella t., Centaurea jacea t., Potentilla t., Urtica, Trifolium repens t.). I numerosi picchi con 

valori medio-alti di livelli di microcarboni (>10 mm 2 cm -2 anni -1 ) che si registrano con sempre 

maggiore frequenza in questa zona di sedimento sono quindi con tutta probabilità da ricondurre a 

incendi di origine antropica (Conedera e Tinner, 2000b). L’utilizzo del fuoco come mezzo di 

distruzione della foresta diventa una pratica ricorrente durante il quarto periodo (Z4, da 1400 BC 

cal a 200 AD), fase che corrisponde grosso modo alle Età del Bronzo (Medio e Recente) e del 

Ferro. Durante questo periodo il tasso di sedimentazione dei microcarboni si mantiene 

costantemente molto alto, raggiungendo punte di 120 mm 2 cm -2 anni -1 . Con la Romanizzazione e 

l’introduzione del castagno inizia l’ultima fase (Z5, 200 AD cal. a oggi), caratterizzata 

dall’abbandono dell’uso sistematico del fuoco quale mezzo di gestione del territorio e dalla 

conseguente riduzione della frequenza degli incendi (Tinner e Conedera, 1995). 

La storia recente 

L’analisi di dettaglio della curva dei microcarboni corrispondente alla seconda metà del XX 

secolo circa, evidenzia l’inizio di una eventuale sesta e successiva fase, caratterizzata da un nuovo 

aumento del livello dei microcarboni (Fig. 1). Gli eventi registrati nella banca dati confermano e 

precisano questo andamento, come mostrato in Figura 2. 

A partire dalla metà degli anni Cinquanta, la frequenza degli incendi risulta triplicata rispetto al 

cinquantennio precedente (Fig. 2a). Questo incremento è riconducibile al repentino cambiamento 

socio-economico avvenuto a partire dall’ultimo dopoguerra, allorché il settore primario e le 

pratiche agricole in particolare hanno subito una forte riduzione. La conseguente avanzata dell’area 

boschiva e l’accumulo di combustibile a terra hanno fatto aumentare in modo proporzionale la 

probabilità di innesco di incendi boschivi (Conedera et al., 1996; Conedera e Tinner, 2000a). 

L’evoluzione della superficie bruciata ha un andamento del tutto simile fin verso la fine degli 

anni Settanta (Fig. 2b). A partire dagli anni Ottanta, momento in cui ha avuto luogo la 

ristrutturazione dell’organizzazione pompieristica del Canton Ticino e sono nettamente migliorate 

le strategie di lotta antincendio (in particolare con l’uso sempre più frequente della lotta aerea), la 

superficie media degli incendi ha subito una notevole riduzione (Corti, 1990). 

17

18 


Fig. 1. Influx di microcarboni rilevato nel periodo post-glaciale nei sedimenti del Lago di Origlio 

numero incendi 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

-16376 

-13976 

1900 

1903 

Paleolitico 

-10674 

-9928 

-9182 

Mesolitico 

-7763 

-6565 

-5090 

-4942 

-4786 

-4625 

-4463 

-4305 

-4148 

-3994 

Neolitico 

-3853 

-3713 

-3591 

-3475 

anni prima e dopo Cristo 

-3358 

-3238 

-3116 

-2680 

Età del 

Bronzo 

-2006 

-1365 

Fig. 2a. Andamento degli incendi boschivi al Sud delle Alpi negli ultimi 100 anni: 

numero annuale di incendi (la linea rappresenta la media mobile sui 9 anni). 

Età del 

Ferro 

-748 

-487 

Romani 

fino a oggi 

Z 1 Z 2 Z 3 Z 4 Z 5 

1906 

1909 

1912 

1915 

1918 

1921 

1924 

1927 

1930 

1933 

1936 

1939 

1942 

1945 

1948 

anni 

17 

1243 

1810 

1951 

1954 

1957 

1960 

1963 

1966 

1969 

1972 

1975 

1978 

1981 

1984 

1987 

1990 

1993 

1996 

1999 

1994 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Influx microcarboni (mm2/cm2/a)

superficie bruciata (ha) 

4000 

3500 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

1900 

1903 

1906 

1909 

1912 

1915 

1918 

1921 

1924 

1927 

1930 


1933 

Fig. 2b. Andamento degli incendi boschivi al Sud delle Alpi negli ultimi 100 anni: 

superficie bruciata (la linea rappresenta la media mobile sui 9 anni). 

La situazione attuale 

1936 

1939 

1942 

1945 

1948 

1951 

1954 

1957 

1960 

1963 

1966 

1969 

1972 

1975 

7229 ha 

La distribuzione mensile della frequenza degli incendi (Fig. 3a) e della superficie bruciata (Fig. 

3b) dimostra come il Sud delle Alpi sia una tipica regione a prevalenza di incendi invernali, una 

caratteristica che accomuna molte zone a ridosso del versante Sud della catena alpina (Valle 

d’Aosta, Piemonte, Lombardia, Trentino ecc.). 

numero incendi 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

valore medio 

valore mediano 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 

mesi 

Fig. 3a. Distribuzione mensile degli incendi boschivi al Sud delle Alpi nel periodo 1981-2000: 

numero di incendi 

1978 

1981 

1984 

1987 

1990 

1993 

1996 

19 

1999

20 


La maggior parte degli incendi avviene infatti nel periodo di riposo vegetativo, con un massimo 

nei mesi di marzo e aprile, allorché l’effetto prosciugante dell’irraggiamento solare e del vento è 

molto marcato e il ritiro della neve alle quote inferiori è già completo. In queste condizioni si 

sviluppano di solito incendi di superficie a rapida propagazione, come dimostra l’area bruciata che 

è di regola nettamente maggiore durante i mesi invernali rispetto a quelli estivi (Fig. 3b). Le 

differenze tra il valore medio e il mediano nelle Figure 3a e 3b ribadiscono quanto già evincibile 

dalle Figure 2a e 2b e cioè che l’incidenza degli incendi può variare in modo estremo di anno in 

anno, soprattutto per quanto riguarda la superficie bruciata. Nella stagione estiva gli eventi si 

concentrano nei mesi di luglio e di agosto: incendi solitamente di tipo sotterraneo che si sviluppano 

nella fascia delle conifere in seguito a fulmini (Fig. 4), ma che interessano superfici ridottissime 

(Figg. 3a e 3b). 

superficie bruciata (ha 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

valore medio 

valore mediano 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 

mesi 

Fig. 3b. Distribuzione mensile degli incendi boschivi al Sud delle Alpi nel periodo 1981-2000: 

superficie bruciata 

Per quanto riguarda le cause di innesco, purtroppo le statistiche sono alquanto lacunose: per il 

40 percento degli incendi, infatti, la causa risulta ignota. La distribuzione percentuale delle restanti 

cause conosciute varia molto da periodo a periodo. Per il ventennio 1981-2000, le principali cause 

di incendio sono state la negligenza (27%) e il dolo (19%), durante il periodo invernale, la 

negligenza (24%) e i fulmini (23%) durante quello estivo. 

La distribuzione geografica degli incendi dipende da molti fattori quali l’esposizione generale 

del territorio, il tasso di boscosità, il tipo di vegetazione presente, lo stato di abbandono delle 

attività agricole, la densità della popolazione e la presenza di potenziali cause di innesco. Il 

territorio è quindi sottoposto a un differente regime di incendi (Fig. 4). Sulla base dei perimetri di 

incendi disponibili, si può affermare che ben l’88% della superficie boscata non è mai stato toccato 

da incendi nell’ultimo trentennio. L’area forestale restante ha subito rispettivamente almeno uno 

(9,2%), due (1,8%), tre (0,6%) o più (0,2%) incendi.


Fig. 4. Frequenza degli incendi nel periodo 1981-2000 nei Comuni del complesso territoriale del Canton 

Ticino e della Valle Mesolcina 

LE CONSEGUENZE DEGLI INCENDI 

Vegetazione 

Le conseguenze degli incendi boschivi sono state studiate soprattutto per la fascia altimetrica tra 

200 e 1000 m s.l.m., vale a dire l’area dominata dai castagneti e più colpita dagli incendi boschivi. 

L’impatto degli incendi sulla vegetazione forestale è stato considerato a due livelli: le 

conseguenze sul lungo periodo sono state analizzate attraverso lo studio delle correlazioni dei 

livelli di sedimentazione dei microcarboni e del polline di singoli taxa per il periodo 5100 e 3100 

BC (Tinner et al., 1999; Tinner et al., 2000). I correlogrammi sono stati costruiti sfasando 

progressivamente i valori dei microcarboni e dei pollini di intervalli successivi di 10 anni (per 

ulteriori dettagli sul metodo si veda in Tinner et al., 1999). Lo studio degli effetti del fuoco sulla 

fisionomia della vegetazione degli ecosistemi forestali è invece stato svolto utilizzando i 

21

22 


tradizionali rilievi fitosociologici di Braun-Blanquet e analizzando in seguito i cambiamenti della 

composizione floristica in funzione della frequenza del fuoco e del tempo trascorso dall’ultimo 

incendio (Delarze et al., 1992; Hofmann et al., 1998; Conedera et al., 1999). 

Grazie a questo approccio combinato, è stato possibile ottenere un quadro assai organico e 

completo delle conseguenze del passaggio del fuoco sui singoli taxa (Wehrli et al., 1998; Conedera 

e Tinner, 2002). Sul lungo periodo si possono riconoscere quattro principali tipologie 

comportamentali (vedi anche Tinner et al., 1999): 

• taxa in regressione (p. es. Abies, Fraxinus excelsior t., Tilia, Ulmus, Hedera, Vitis): le 

correlazioni tra livello di pollini e di microcarboni sono costantemente negative: la 

presenza dei taxa è minima in coincidenza con le concentrazioni massime dei 

microcarboni (lag 0), evidenziando la sensibilità dei questi generi al passaggio del 

fuoco; 

• taxa in espansione (p. es. Corylus, Alnus, Salix, Sambucus nigra t., Humulus t.): le 

correlazioni tra livello di pollini e di microcarboni sono costantemente positive: nel 

caso di Corylus avellana, per esempio, la presenza è massima dopo 10 anni dal picco 

dei microcarboni (lag 1), evidenziando la capacità rigenerativa (probabilmente di tipo 

agamico) della specie in questione; 

• taxa opportunisti (p. es. Anemone, Trifolium repens, Mentha t., Cichorideae, Rosaceae): 

le correlazioni risultano positive solo in corrispondenza del massimo dei microcarboni 

(lag 0), vale a dire nel periodo immediatamente successivo agli incendi (0-5 anni). 

Questi taxa traggono probabilmente vantaggio dalle strutture più aperte e luminose del 

bosco nei primi anni dopo il passaggio del fuoco; 

• taxa precursori (p. es. Plantago lanceolata, Quercus (decidue), Pteridium, 

Caryophyllaceae, Poaceae): il correlogramma mostra correlazioni positive solo nel 

periodo antecedente i massimi livelli di microcarboni. Questi taxa sembrano essere in 

relazione con le attività antropiche e precorrono quindi l’arrivo del fuoco. 

Grazie a queste ricerche è stato possibile attribuire un indice di sensibilità al fuoco ai singoli 

taxa analizzati (Tinner et al., 2000) e dimostrare come il fuoco abbia avuto un ruolo essenziale 

nell’evoluzione della vegetazione al Sud delle Alpi della Svizzera, arrivando anche a causare un 

impoverimento generale della vegetazione forestale (riduzione soprattutto delle specie sensibili al 

fuoco) e localmente addirittura l’estinzione di una specie come Abies alba (Tinner et al., 1999). 

Attraverso un approccio modellistico, Keller et al. (2002) sono riusciti a dimostrare che, nella 

seconda parte dell’Olocene, il fuoco e le attività umane sono stati i fattori di maggior impatto sulla 

vegetazione anche nella parte settentrionale della vicina Lombardia. 

I risultati ottenuti con l’approccio paleoecologico fornisco un quadro molto simile a quanto è 

stato riscontrato sulla vegetazione attuale. Anche nel contesto contemporaneo, infatti, il ripetersi 

degli incendi causa un cambiamento della fisionomia della vegetazione: la copertura boschiva 

diminuisce e aumentano le specie erbacee e arbustive eliofile (Hofmann et al., 1998). Decisive per 

le sorti delle singole specie sono le rispettive strategie di sopravvivenza, come per esempio forma 

biologica, capacità pollonifera, capacità di disseminazione e tipo di vettore utilizzato (Tab. 1). 

L’effetto selettivo del fuoco aumenta in funzione della frequenza degli incendi. In caso di 

regimi di incendio molto intensi, il numero di specie in grado di sopravvivere si restringe e anche la 

stazione si altera e tende a impoverirsi (Delarze et al., 1992; Hofmann et al., 1998; Marxer et al., 

1998). Al Sud delle Alpi della Svizzera è conosciuta anche una specie pirofila mediterranea, 

presente prevalentemente nelle aree particolarmente favorevoli dal punto di vista termico: il Cistus 

salvifolius (Ceschi, 1995; Greco, 1997); la relazione effettiva tra la distribuzione del Cistus e il 

passaggio del fuoco è tuttora oggetto di indagini.

Fauna 

Specie forma biologica 

(Landolt, 1977) 


Gli effetti del fuoco sulla fisionomia e la struttura della componente vegetale del bosco 

provocano naturalmente conseguenze anche su altri elementi dell’ecosistema, come per esempio la 

fauna. A questo proposito è stato eseguito uno studio sulla biodiversità con l’obiettivo di valutare 

l’effetto del fuoco sul numero di specie e di individui e sulla composizione specifica dei 

popolamenti sia in funzione della frequenza degli incendi, sia del tempo trascorso dall’ultimo 

evento. Oltre alla vegetazione, sono stati analizzati 12 differenti gruppi faunistici appartenenti a 6 

livelli trofici diversi, per un totale di 1’080 specie e oltre 110’000 individui (Moretti et al., 1998; 

Moretti et al., 2002a; Moretti et al., 2002b; Moretti e Barbalat, subm.; Moretti et al., in prep.). 

capacità pollonifera 

(5 = molto buona; 

1 = scarsa) 

capacità di 

colonizzazione 

(5 = pioniere; 

1 = climax) 

vettore di 

disseminazione 

(Oberdorfer, 1983) 

specie Pteridium aquilinum G 5 4 V 

favorite Betula pendula F 3 5 V 

Robinia pseudoacacia F 5 4 U/V 

Populus tremula F 5 5 V 

Salix caprea F 5 5 V 

specie Corylus avellana N 5 4 M/O 

sfavorite Fraxinus excelsior F 2-3 4 V 

Acer pseudoplatanus F 4 4 V 

Tilia cordata F 2-3 2 V 

Hedera helix S 1 2 O 

Ilex aquifolium S 2-3 2 O 

Tab. 1 Strategie di sopravvivenza di alcune specie in funzione della loro resistenza al passaggio del fuoco 

forma biologiche:G = geofite; F = fanerofite decidue; S = fanerofite sempreverdi; N = nanofanerofite 

decidue; vettori di disseminazione: M = mammiferi, U = uomo, O = uccelli; V = vento 

A differenza della vegetazione, il numero di specie degli invertebrati tende a crescere con 

l’aumentare del numero di incendi e a subire più a lungo l’effetto del fuoco (Fig. 5). 

Fig. 5. Effetto del fuoco sul num. di specie tot. per stazione della vegetazione (a, b) e degli invertebrati (c, d) in 

funzione del numero di incendi (a, c), al tempo trascorso dall’ultimo incendio (b, d) e alla loro 

interazione (FUOCO x TEMPO). Le colonne con lettere differenti sono significativamente diversi. C = mai bruciato negli 

ultimi 30 anni (controllo), S=incendi singoli, R=incendi ripetuti (3-4 incendi); (*)P = 0.057,*P < 0.05, **P

24 


I differenti livelli trofici reagiscono comunque in modo differenziato: 

• diminuisce la ricchezza specifica dei gruppi saprofici poco mobili e legati alla lettiera, 

come per esempio gli isopodi e alcune specie di curculionidi e di altri coleotteri 

saprofagi; 

• incrementa invece il numero di specie e cambia la composizione specifica nei taxa 

legati alla lettiera, ma dotati di maggiore mobilità, come ragni, carabidi e formiche. 

Questi taxa sono favoriti anche dal mosaico di ambienti e strutture che si creano al 

suolo nelle fasi successive al passaggio del fuoco (Hördegen e Duelli, 2000; Giacalone 

e Moretti, 2001; Moretti et al., 2002a); 

• aumentano i taxa floricoli e pollinivori (sirfidi, api e vespe) negli strati superiori, 

probabilmente in seguito all’apertura della copertura boschiva e alla comparsa di specie 

vegetali eliofile (Amiet e Moretti, 2002; Moretti e Barbalat, subm.); 

• cambia la composizione specifica nei taxa in grado di volare attivamente e appartenenti 

ad altri livelli trofici quali i neurotteri (zoofagi), gli eterotteri e i curculionidi (fitofagi), 

dimostrando come il passaggio di incendi anche ripetuti non incida necessariamente né 

sul numero di specie e di individui, né sulla loro attività; 

• tendono a essere favoriti indirettamente dagli incendi grazie alla grande quantità di 

legna morta e di alberi ancora vivi ma danneggiati anche numerose famiglie di 

coleotteri legate al legno morto (saproxilofagi, corticicoli, xilogafi) quali per esempio 

cerambici, lucanidi, buprestidi ecc., (Moretti e Barbalat, subm.). Di questa situazione 

favorevole traggono vantaggio soprattutto specie di boschi aperti o di margine 

provenienti dalle aree intatte e che trovano nelle superfici bruciate interessanti 

condizioni di riproduzione (legna esposta al sole) e di risorse trofiche (fiori, funghi, altri 

invertebrati). 

Oltre a favorire la biodiversità in generale, il fuoco sembra anche assumere un ruolo importante 

nella conservazione di specie minacciate, soprattutto per quanto riguarda gli ambienti ecotonali o di 

foresta aperta (Giacalone e Moretti, 2001; Moretti et al. 2002b; Moretti e Barbalat, subm.). 

Confrontando la composizione faunistica complessiva dei boschi perturbati con quella dei boschi 

intatti, si nota che in entrambi i casi oltre l’85% delle specie è tipico di boschi aperti e di margine, 

contro appena l’11% in media di specie silvicole di foreste chiuse e il 9% di specie di ambienti 

aperti. Data l’alta percentuale di specie di ambienti ecotonali e strutturati e considerato come anche 

dopo incendi ripetuti il numero di specie silvicole non cambia, possiamo desumere che la fauna 

presente nei boschi della fascia castanile al Sud delle Alpi è adattata a un regime costante di 

disturbo di bassa-media intensità. Una situazione che si è probabilmente evoluta in seguito alla 

lunga storia degli incendi da un lato e all’intensiva gestione forestale dei cedui castanili nel passato 

recente dall’altro. Queste condizioni di disturbo moderato ma ricorrente favoriscono la ricchezza 

faunistica come postulato dalla intermediate disturbance theory (Connell 1978) e limitano 

l’esclusione di specie in seguito a competizione (competitive exclusion priciple), favorendo 

situazioni di non-equilibrio (Bengtsson et al. 2000; Wohlgemuth et al. 2002). 

Osservando infine i risultati faunistici da un punto di vista dell’ecologia del paesaggio, 

possiamo affermare che il fuoco ha un effetto particolarmente importante sia a livello stazionale 

(small spatial scale), sia su scale geografiche più ampie (large spatial scale), dove il fuoco sembra 

assumere un ruolo ecologico altrettanto importante nel creare interazioni e scambi tra ambienti 

perturbati e boschi intatti, come dimostrato per alcune famiglie di coleottori legate al legno morto 

(Moretti et al., 2002a; Moretti e Barbalat, subm). Tuttavia la valenza ecologica e gli influssi del 

mosaico del paesaggio sugli invertebrati più mobili (p. es. Impollinatori) e sui taxa superiori 

(avifauna, mammiferi) sono per ora ancora poco esplorati.

Suolo 


Il fuoco provoca alterazioni anche sul suolo. Nel caso degli incendi di superficie del Sud delle 

Alpi l’effetto degli incendi è solitamente limitato ai primissimi centimetri degli strati superiori del 

suolo (Marxer et al., 1998). Un incendio sperimentale eseguito nel marzo 1998 (Marxer e 

Conedera, 1999) ha permesso di descrivere in dettaglio questo fenomeno: le temperature sviluppate 

dalle fiamme alla superficie del suolo possono raggiungere facilmente i 300-400 °C, nel caso di un 

fuoco di bassa intensità, e superare i 700 °C, in caso di un incendio di media o elevata intensità. 

Grazie alla capacità isolante della terra, le temperature massime raggiunte appena qualche 

centimetro al di sotto della superficie del suolo sono invece di 35 °C al massimo, con un 

riscaldamento insignificante del suolo, considerato che al momento dell’esperimento la temperatura 

di partenza del terreno era di 17 °C ca. (Marxer, 2002). L’effetto delle fiamme si concentra quindi 

soprattutto sullo strato di lettiera e sulle componenti umiche indecomposte presenti alla superficie 

del suolo. Questi elementi vengono parzialmente o totalmente distrutti, mettendo a nudo la terra 

minerale. Le principali conseguenze per lo strato superficiale del suolo sono: 

un aumento significativo dell’attività dei microorganismi presenti del suolo, reazione 

proporzionale all’intensità degli incendi (Wüthrich et al., 2001; Wüthrich et al., 2002); 

una impermeabilizzazione della superficie del suolo e un aumento del deflusso superficiale e 

dell’azione erosiva dell’acqua. Anche questo influsso è tanto maggiore quanto più intenso è il 

fuoco (Fig. 6); 

• aumento delle caratteristiche di idrorepellenza del suolo esposto alla radiazione solare 

diretta; 

• la formazione di tipici microsolchi erosivi dovuti all’impatto delle gocce di pioggia 

sulla superficie nuda del terreno; 

• dilavamento di molte sostanze nutritive (sali minerali) presenti nel suolo e nelle ceneri 

di combustione, sia in forma solida che sciolte nell’acqua di deflusso (Marxer et al., 

1998; Marxer, 2002). 

Fig. 6. Deflusso relativo dell’acqua di superficie in funzione dell’intensità del fuoco dopo un incendio 

sperimentale in un castagneto (per ogni variante il dato rappresenta la media di tre plots). 

A livello pedologico, le principali conseguenze del passaggio del fuoco sono quindi la tendenza 

all’impoverimento del suolo, l’erosione degli strati superficiali del terreno e l’aumento del deflusso 

superficiale delle acque meteoriche (Marxer, 2000). 

25

26 


Questi effetti si manifestano soprattutto durante il primo anno dopo il passaggio del fuoco e in 

situazioni di primo incendio. E’ infatti in queste condizioni che lo strato erbaceo ha più difficoltà a 

rigenerarsi, data la mancanza di specie in grado di resistere al passaggio del fuoco. In caso di 

incendi di piccole superfici questi effetti non hanno conseguenze pratiche. Diversa la situazione 

invece in occasione di eventi che interessano interi versanti o bacini imbriferi di pericolosi torrenti: 

l’impermeabilizzazione del terreno quale conseguenza del passaggio del fuoco (p.es. a causa della 

presenza della cenere al suolo e nei pori del terreno) può causare un eccessivo deflusso superficiale 

delle acque piovane, arrivando a provocare dannose conseguenze in caso di piogge di forti 

intensità. L’analisi di una colata di fango post-incendio avvenuta nel Comune di Ronco s./Ascona 

nell’estate del 1997 ha permesso di dimostrare che, a causa degli effetti del fuoco, un evento di 

pioggia decennale ha potuto causare una ondata di piena corrispondente a un evento più che 

centenario (Conedera et al., 2002, in press). 

ASPETTI SOCIO-CULTURALI E GESTIONE ANTINCENDIO 

Aspetti socio-culturali 

In una regione come il Sud delle Alpi in cui mediamente l’attività umana risulta essere la causa 

scatenante in più del 90 percento degli eventi, l’evoluzione degli incendi boschivi risulta molto 

correlata alla situazione socio-economica e alla gestione antincendio. In questa esposizione ci 

riferiamo soprattutto alla realtà del Canton Ticino, territorio che, coprendo l’80% della superficie 

boschiva del Sud delle Alpi della Svizzera, risulta trainante e rappresentativo in termini di strategie 

antincendio. 

A cavallo tra il XIX e il XX secolo, uno dei fattori principali di innesco di incendi boschivi era 

costituito dall’erronea credenza che attraverso il fuoco si potessero migliorare i pascoli. In realtà, 

oltre che a impoverire la cotica erbosa dei pascoli, queste pratiche distruggevano o limitavano 

anche il bosco (Cereghetti, 1894; Galgiani, 1904; Pometta, 1917). Non a caso già nel 1878 fu 

emanato un decreto nel Canton Ticino concernente gli incendi di boschi e di pascolo che, nel 

tentativo di scoraggiare questa pratica, proibiva per alcuni anni la pascolazione nelle zone percorse 

dalle fiamme. Ben diversa la situazione a partire dalla seconda metà del XX secolo, allorquando 

l’aumento della frequenza degli incendi (Fig. 2) è da imputare piuttosto all’abbandono delle 

pratiche agricole (Conedera et al., 1996). 

Anche gli interventi legislativi si sono rilevati molto efficaci nella prevenzione delle cause 

d’innesco. Dopo che nel 1975 è entrato in vigore il divieto assoluto di accendere fuochi in caso di 

annuncio radiofonico del pericolo di incendi da parte di MeteoSvizzera, con l’entrata in vigore in 

Canton Ticino nel 1989 del divieto generale (indipendente dal pericolo di incendi) dei fuochi 

all’aperto, la probabilità di innesco di incendi è effettivamente diminuita. Un modello matematico 

per la previsione del pericolo di incendi ha infatti permesso di stabilire che, a parità di condizioni 

meteorologiche, vi è stata una diminuzione significativa della frequenza degli incendi tra prima e 

dopo l’applicazione di questa disposizione legale (Conedera et al., 1996; Mandallaz e Ye, 1997). 

Lotta antincendio 

La lotta antincendio ha mosso i suoi primi passi organizzativi all’inizio del XX secolo, allorché 

la Legge Forestale Cantonale del Canton Ticino ha delegato ai Comuni la competenza di spegnere 

gli incendi. Nel 1936 questa competenza si trasforma in obbligo con l’emanazione di un Decreto 

Esecutivo che prevedeva non solo la creazione delle squadre di spegnimento, ma anche la messa a 

punto di un’attrezzatura specifica e di un regolamento di servizio. Nelle intenzioni del legislatore 

questa organizzazione doveva garantire un pronto intervento e una maggiore efficacia nelle opere 

di spegnimento. Nella realtà dei fatti le squadre formate da volontari comunali non si rivelarono 

all’altezza del compito e, a partire dagli anni Quaranta, gli interventi in bosco erano sempre più 

spesso assunti dai corpi pompieri, i quali però, a loro volta, non disponevano di una formazione


specifica (Corti, 1990). Una situazione deficitaria con la quale non si riuscì a far fronte a partire 

dalla metà degli anni Cinquanta al progressivo aumento del numero di incendi: la superficie 

bruciata e la superficie media degli incendi aumentarono in modo preoccupante, fino a raggiungere 

dimensioni eccezionali nell'annata catastrofica del 1973 in cui bruciò la superficie record di 7'300 

ettari. Questi eventi catastrofici e il sempre più frequente impiego di mezzi di lotta aerea convinse 

ben presto le autorità dell’esigenza di un salto qualitativo nella lotta antincendio. Nel 1976 venne 

emanata la Legge sulla polizia del fuoco che permise di centralizzare l’organizzazione 

pompieristica e di creare dei corpi specifici di montagna per la lotta agli incendi boschivi. Il nuovo 

concetto di lotta antincendio prevedeva, oltre alla riorganizzazione dei pompieri, anche un maggior 

ricorso ala lotta aerea (attualmente gli elicotteri vengono impiegati nel 25% dei casi) e un 

potenziamento delle infrastrutture antincendio disposte sul territorio (reti idranti lungo le strade 

forestali, bacini di acqua per elicotteri in quota, sentieroni tagliafuoco in zone particolarmente a 

rischio ecc.). Grazie a questa nuova strategia è stato possibile, a partire dagli anni Ottanta, 

diminuire in modo significativo la superficie media di ogni incendio (Corti, 1990; vedi anche Fig. 

2b). 

Gestione antincendio 

La gestione del territorio in funzione antincendio è un aspetto relativamente nuovo e ancora in 

evoluzione. In generale non si tratta di misure supplementari particolari, ma semplicemente 

dell’integrazione di normali attività di gestione nelle strategie antincendio. Ci riferiamo in 

particolare alla pulizia dei bordi delle strade, che nelle zone a maggior pericolo di incendio viene 

eseguita con particolare cura in modo da eliminare il più possibile il combustibile dalle vicinanze 

della carreggiata. A livello forestale si sono intensificati i recuperi dei castagneti da frutto 

abbandonati, tipologie boschive solitamente ubicate in modo strategico tra gli abitati e il resto 

dell’area boschiva e quindi molto idonei per fungere da fascia tampone contro la veloce 

propagazione del fuoco. In alcuni casi particolari si è iniziato anche a sperimentare il pascolo in 

bosco finalizzato alla riduzione del combustibile. 

Più difficoltose risultano invece le misure selvicolturali curative mirate alla diminuzione delle 

conseguenze negative degli incendi, come per esempio l’erosione e il deflusso superficiale. Una 

sperimentazione eseguita in un ceduo castanile percorso da un incendio di forte intensità ha 

dimostrato che, sia la ceduazione immediata, sia l’intervento dopo una stagione vegetativa, non 

hanno effetto alcuno o possono addirittura aumentare il potenziale erosivo della superficie bruciata 

(Providoli et al., 2002). Sono invece in fase di studio nuove strategie per individuare 

preventivamente le zone a potenziale rischio idrogeologico in caso di passaggio di incendi 

(Bachmann et al., 2002). 

CONCLUSIONI 

La creazione di un sistema centrale di informazioni e di dati ha premesso di coordinare durante 

gli ultimi dieci anni numerose ricerche condotte in collaborazione sia con Istituti di ricerca in 

Svizzera e all’estero, sia con i competenti Servizi Forestali e Antincendio. Oltre a garantire un 

approccio multidisciplinare al problema, questo strategia ha avuto il grosso vantaggio di 

promuovere il dialogo tra le parti coinvolte e di stimolare la progressiva divulgazione delle 

acquisizioni ottenute. 

Pur essendo per natura una regione sensibile al fuoco, la storia degli incendi del Sud delle Alpi è 

strettamente legata alle attività antropiche. Gli studi fin qui condotti hanno dimostrato che una 

oculata applicazione di misure preventive a livello informativo, legislativo, organizzativo e 

infrastrutturale e di gestione del territorio può portare a frutti tangibili in termini di riduzione di 

frequenza e di conseguenze degli incendi. 

27

28 

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FIRE AND CLIMATE HISTORY IN THE WESTERN AMERICAS 

FROM TREE RINGS 

Thomas W. SWETNAM 

Laboratory of Tree-Ring Research, The University of Arizona, Tucson, AZ 

tswetnam@ltrr.arizona.edu

32 

Fire and climate history in the Western Americas from tree rings 

Chronologies of tree-ring widths, densities, and isotopic composition have been widely used to 

reconstruct the history of past climate variations. The usefulness of tree rings in historical 

climatology derives from their high temporal resolution, exact dating, and sensitivity to 

precipitation and temperature variables. A key strength of tree-ring climate proxies is that they can 

be massively replicated across broad-scale networks encompassing regions, continents, and 

hemispheres. 

In addition to influencing the growth of trees, climate variations affect ecological processes, and 

these processes are also recorded within tree rings. One of the most climatically responsive 

ecological processes is the occurrence and extent of wildfires. The record of past forest fires is 

often beautifully preserved within tree-ring sequences as “fire scars” on the lower boles of trees 

(Fig. 1). 

Fig.1: Fire scars are created on the lower boles of trees by surface fires that injure the growing tissue beneath 

the bark (cambium), but do not kill the tree. Giant sequoias in the Sierra Nevada, California were 

repeatedly scarred by surface fires over the past three millennia (Swetnam 1993). By examining cross 

sections from dead trees, such as the one in the upper photo at Sequoia National Park, we can clearly 

identify fire scars within the ring sequences (right-hand photo), and date these fires to the year and 

approximate season of occurrence. This particular tree had an innermost ring date of 256 BC, and 

contained more than 80 different fire scar dates over the lifetime of the tree. Composites of fire-scar 

chronologies from individual trees, and from forest stands, provide time series reflecting fire 

occurrence and extent across a range of spatial scales. 

By extensively sampling fire-scarred trees in numerous locations dendroecologists are now 

assembling broad-scale fire-scar chronology networks (Fig. 2) that are approaching the extent of 

tree-ring width networks that dendroclimatologists have been assembling since the 1960s. 

In combination with calibrated precipitation and temperature reconstructions from tree rings, 

fire-scar networks are helping us improve our understanding of ecologically-effective climatic 

change. These records can assist in identifying important changes in regional to global climate 

patterns, and they can be useful in developing models for forecasting fire hazards in advance of fire 

seasons. In this short article I will review examples of fire-scar networks and fire climatology 

developments in the western Americas. The fire history research community is just beginning to 

organize and coordinate at the global scale, and there are many new opportunities to collaborate, 

exchange data, and to analyze paleofire records from new regions.

Thomas Swetnam 

Fig. 2: Map of the Americas with current and potential sampling areas for fire-scar networks on the western 

side of the continents. Targeting locations with likely responses to ENSO (El Niño-Southern Oscillation), 

PDO (Pacific Decadal Oscillation), and TansPolar Index variations will provide opportunities for interregional 

and inter-hemispheric comparisons. Locations of laboratories and individual scientists currently 

developing crossdated fire-scar chronologies in the western Americas are also shown. 

REGIONALLY SYNCHRONIZED FIRE EVENTS 

One of the strongest indications that fire-scar chronologies can reflect climatic variations is the 

occurrence of synchronized fire-scar events in widely scattered locations, from forest stands to 

regional scales (Fig. 3a). These regional fire events typically coincided with drought years (Fig. 

3b). Similar patterns of fire event synchrony and drought are observed in the 20th century. For 

example, 1988 and 1989 were severe drought years in the western United States, and enormous 

areas burned during these years (e.g., the 1988 fires in Yellowstone National Park, and many large 

33

34 


fires in the Great Basin and Southwest in 1989). Extensive fires occurred at the global-scale in the 

El Niño years of 1982 and 1998 in tropical forests of Indonesia, central Mexico, and the Amazon. 

Number of Sites 

Recording Fire 

Palmer Drought 

Severity Index 

40 

30 

20 

10 

Mean Palmer Drought 

Severity Index 

0 

4 

3 

2 

1 

0 

-1 

-2 

-3 

-4 

1709 

1715 

1716 

1724 

1725 

1729 

1706 

1710 

1717 

1748 

1752 

1731 

1746 

1749 

1754 

1763 

1765 

1773 

1801 

1806 

1783 

1791 

1804 

1819 

1821 

1835 

1839 

1844 

1865 

1871 

1885 

1888 

1889 

1894 

1700 1750 1800 1850 1900 1950 

Smallest Fire Years 

Largest Fire Years 

1700 1750 1800 1850 1900 1950 

2 

1 

0 

-1 

-2 

A 

B 

C 

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 

Fig. 3: A. Fire-scar chronology from the Southwestern United States (Arizona and New Mexico, see inset 

map). This time series shows the number of sites recording fire-scar events were each year from AD 

1700 to 1980. A total of 63 fire-scar chronologies were composited from 25 mountain ranges (dots on 

inset map) for this time series. Largest fire years are labeled in yellow, and the smallest fire years are 

labeled in blue. Lack of regional fire events after circa 1900 was due to the disruption of surface fire 

regimes by intensive livestock grazing, and organized fire suppression by government agencies. 

B. Time series of June-July-August Palmer Drought Severity Index (PDSI) from grid-point tree-ring 

reconstructions (Cook et al. 1999, locations of grid points are crosses on inset map in A). The largest 

fire years (yellow dots) and smallest fire years (blue squares) are superimposed on the PDSI time 

series. The 1700 to 1900 largest and smallest fire years are from the regional fire-scar time series (in 

B), and the 1900 to 1980 largest and smallest years are from a time series of annual area burned from 

National Forests in Arizona and New Mexico. 

C. Results of superposed epoch analyses, where the mean PDSI values were computed for the twenty 

largest and twenty smallest fire years from 1700 to 1900, and previous 5 years and subsequent 2 years 

(lag years). The horizontal lines show the 90%, 95%, and 99% confidence intervals computed from 

Monte Carlo re-sampling procedure. Note that largest fire years were very dry, with wet years 

preceding, and vice versa for smallest fire years (see Swetnam and Betancourt 1998). 

1842 

1847 

1851 

1861 

1870 

Largest Fire Years 

Wet 

Smallest Fire years 

Dry 

1879 

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 

Fire Year Lag Years Fire Year

Thomas Swetnam 

A combination of modern and paleo time series of fire occurrence and weather indicates that 

high and low fire extent years were often associated with extreme phases of the ENSO (La Niña 

and El Niño). These patterns were not simply ENSO-related droughts causing high fire occurrence, 

or wet periods causing low fire occurrence, but also included inter-seasonal and inter-annual 

lagging patterns. For example, a common finding in the Rocky Mountains of Colorado, Arizona 

and New Mexico, Sierra Nevada of California, northern Mexico, and Patagonia, Argentina was that 

the most extensive fire years tended to be dry years following 2 or 3 wet years (Fig 3c). Moreover, 

the smallest fire years tended to be wet years that followed a dry year. These lagging relations 

occurred primarily in semi-arid woodlands and forests, and were most likely due to the importance 

of growth and accumulation of fine fuels (i.e., grasses and tree needles). Wet conditions in prior 

years were necessary for sufficient accumulation of fine fuels to carry surface fires in these open 

forests with widely spaced trees. 

Combined with improved inter-seasonal climate forecasting based on ENSO conditions, these 

lagging patterns hold promise for developing useful fire hazard forecasting models. Fire managers 

could use these forecasts to position additional fire-fighting resources in advance of bad fire 

seasons, or to plan for conducting more “prescribed burns” during less hazardous seasons. These 

kinds of forecasting tools are currently in development and testing in the western and southern 

United States, where ENSO teleconnections are particularly important to seasonal precipitation 

amounts. Additional studies of paleofire records will be useful to identify the changing strength 

and consistency of ENSO-fire teleconnections, both spatially and temporally. 

INTER-REGIONAL COMPARISONS OF FIRE AND CLIMATE 

One of the most exciting research opportunities in paleofire climatology is the assembly and 

comparison of regional fire histories along the PEP-1 transect (Pole-to-Equator-to-Pole) in the 

western Americans (Fig. 2). We know that ENSO has important effects on seasonal precipitation 

and temperature along this transect, and these teleconnections are inverse between some regions. 

For example, rainfall amounts in the Pacific Northwest and northern Rocky Mountains of North 

America are usually opposite in response to El Nino and La Nina events relative to the 

Southwestern and Southeastern United States (e.g., El Niño events are dry in the NW and wet in 

the SW and SE). Recent studies have shown that paleofire records tend to follow these patterns: 

extensive fire events in Oregon tended to correspond with the El Niño phase of ENSO (Heyerdahl 

et al. in press), while extensive fire events in Arizona and New Mexico tended to correspond with 

La Niña events (Swetnam and Betancourt 1998). 

Because ENSO, the Pacific Decadal Oscillation (PDO) and other broad-scale ocean-atmosphere 

patterns modulate precipitation and temperature variations at regional to inter-hemispheric scales, 

we should expect that fire activity would be synchronized at similar scales. Indeed, in an interhemispheric 

comparison of fire-scar chronologies (Kitzberger et al. 2001), we found that fire 

activity in the Southwestern United States was synchronous with fire activity in Patagonia 

Argentina from circa AD 1700 to 1900. Precipitation regimes in these two regions are affected in 

similar ways by ENSO. Not only were the two regional fire chronologies coherent within the 

ENSO frequency band (i.e., 2 to 7 years), we noted a similar decadal-scale secular change in the 

two fire-scar time series from circa 1780-1830. These appear as low fire frequency decades, and 

these decades coincided with an exceptionally cold period in both hemispheres (e.g., see the Mann 

et al. [2000] temperature reconstruction for the northern hemisphere). Moreover, this period had a 

markedly reduced frequency and amplitude of ENSO events, as indicated in tree-ring width, coral 

and ice core isotopic reconstructions (Kitzberger et al. 2001). In another study, using a fire-scar 

network from giant sequoia groves in the Sierra Nevada of California, we found that decadal 

fluctuations in temperatures were correlated with fire frequencies over the past 2,000 years 

(Swetnam 1993). 

35

36 


NEW FIRE-SCAR CHRONOLOGY NETWORKS AND MULTI-PROXY FIRE 

HISTORIES 

These encouraging results indicate that there is high potential to expand paleofire climatology 

investigations. We are at an early stage in the development of regional paleofire networks, and 

there is a need for new collections in unsampled regions where interesting climatic teleconnections 

are expected. For example, networks of crossdated fire-scar chronologies are needed from British 

Columbia and southeastern Alaska, and from broad regions of Chile and Argentina. Development 

of fire-scar chronology networks in the subtropics and tropics of Mexico, Brazil, Peru, and Bolivia 

will be challenging because annual tree rings are difficult to discern in many of the tree species in 

these regions. Nevertheless, a focus on sampling in high mountain areas, and regions with 

seasonally variable rainfall patterns and surface fire regimes may bear fruit. 

Assembly of many, well-dated fire-scar chronologies from multiple locations is a key to 

identifying fire-climate patterns. This will require sustained efforts and coordinated data sharing 

among investigators and laboratories. Educational exchange and financial support is needed to 

assist in developing new laboratories and trained paleofire dendrochronologists. There should be 

good opportunities to do this by combining efforts with other tree-ring focused efforts, such as the 

PEP I, and Inter-American-Institute tree-line dendrochronology initiative (see Luckman 

Boninsegna, PAGES News 9(3) :17-19, Dec. 2001). 

Another promising area of investigation is the linking of the tree-ring paleofire records with 

sedimentary charcoal records. When sampled from the same watersheds and drainage basins, or 

when the sedimentary records have high temporal resolution (e.g., varves), there may be 

opportunities to crossdate fire events between tree-ring and sediment-charcoal time series. This 

kind of multi-proxy approach could be very useful in distinguishing local versus regional fire 

events. Combined with pollen time series from the same areas, these combined treering/sedimentary 

record studies could provide new insights on the multiple scales of climatic 

change, fire regime and vegetative responses spanning years to millennia, and local areas to 

regions. 

In sum, paleofire climatology has great potential to improve our understanding of the effects of 

past climatic variations – especially those climatic variations relevant to ecosystem change. Other 

indirect climate proxies, such as lake levels and glacier fluctuations are commonly cited as 

corroborating evidence in support of climatic reconstructions from tree rings, corals, and ice cores. 

It is now clear that paleofire time series can be of similar utility as an independent measure of 

ecologically-effective climatic change. 

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FIRE BEHAVIOUR MODELS: AN OVERVIEW 

Domingos Xavier VIEGAS 

Department of Mechanical Engineering, University of Coimbra 

xavier.viegas@dem.uc.pt

38 

INTRODUCTION 

Fire behaviour models: an overview 

It is well known that forest fires in Southern Europe are mainly caused by human action, but the 

possibility of fires to start and propagate depends greatly on physical factors like vegetation cover 

and status, local topography and meteorology. 

Forest fires start and propagate according to natural laws. The fact that forest fires propagate is 

central to the study and management of forest fires in whichever perspective you look at them. It is 

therefore important to have some knowledge about fire behaviour, the factors that determine it and 

about the possibility of predicting its evolution based on mathematical models. 

The objective of this lecture is to analyse the physical factors that affect fire initiation and 

propagation in order to develop fire behaviour models. Main emphasis is given to surface fire 

propagation. 

RANGES OF DESCRIPTION 

Global and local description 

A complete description of the relevant phenomena that occur in a forest fire requires the use of 

scales that cover a wide range of orders of magnitude. In figure 1 typical time and space (linear) 

scales involved in forest fire propagation phenomena are presented schematically. The numerical 

values that are referred in this figure as limits of the different scales or processes are only indicative 

of their order of magnitude. Given the difficulty to deal at the same time with the entire range of 

scales that are present it is convenient, for practical purposes, to separate the general problem in at 

least two partial problems that cope with different orders of magnitude of the process: (i) the 

landscape or global problem, and (ii) the local problem. In the first case we deal with the landscape 

range and try to analyse the evolution of the entire fire front. In the local problem we consider the 

spread of a section of the fire front as a function of fuel bed and boundary conditions, namely the 

local terrain slope and wind flow. 

Time and space scales 

The range of time and space scales that are typical of the local and of the landscape problems 

are shown in figure 1 enclosed in two rectangles. 

hours sec. 

27.8 10 5 

Time 

2.8 10 4 

0.28 10 3 

0.03 100 

10 

1 

Fuel Particle 

10 -3 

Local range 

Combustion 

zone 

Local section 

Global range 

Small fire 

Large Fire 

0.01 0.1 1 10 100 10 3 

Distance (meter) 

Figure 1: Temporal and spatial scales involved in the forest fire propagation problem. The dashed rectangles 

indicate the ranges of the local problem range (lower left) and the global problem range (upper 

right) respectively. 

10 4


As it is shown schematically in that figure, both ranges overlap in the consideration of the 

processes that occur at an elementary section of the fire front. 

In a simple way we can say that the fire behaviour prediction problem can be divided into the 

following two partial problems: 

• Knowing the fuel bed properties and the local boundary conditions determine the 

properties of propagation of a given section of the fire front – Local problem; 

• Knowing the properties of propagation of given sections of the fire front determine the 

evolution of the entire fire front – Landscape or global problem. 

STAGES OF DEVELOPMENT OF A FOREST FIRE 

Like live creatures forest fires have a birth, grow, become mature, decay and die. If we 

concentrate our attention on a given place in a forest fire we can see in succession the events that 

are represented schematically in figure 2. 

Initial Growth 

Secondary growth 

Initial State 

Flaming 

Ignition 

Surface Fire 

Pyrolysis 

Pre-heating 

Figure 2: Fire growth, spread and decay 

Crown Fire 

Ground Fire Ground Fire 

Glowing 

Surface Fire 

Final State 

A fuel particle will receive heat and undergo a process of pirolysis – loss of volatile components 

- and de-hydration - loss of water. Eventually the temperature of the particle or the energy content 

of the gases will be sufficient for an ignition to occur. At this point the chemical reaction is 

exothermic and does not require the presence of the original heat source. 

The fuel particles may burn in a slow combustion - without flame - or in a flaming combustion. 

At the ignition phase we assume that the fuel is in self sustained combustion without flames. 

The initial growth phase corresponds to the passage of slow combustion to flaming combustion. In 

some fuels these two phases are indistinguishable. The secondary growth corresponds to the 

evolution of the flaming reaction from the material near the ground surface to the upper layers of 

the vegetation, i.e. to the foliage of the tree canopies. This type of fire propagation regime is also 

called crown fire propagation. This secondary growth is not just an amplification of the previous 

situation and it deserves to be treated as a separate phase because there are some qualitative 

differences between both phases, besides the quantitative ones. 

At different stages the fire may decay to a lower regime until total fire extinction is reached. In 

the general case a crown fire will decay and propagate as a surface fire, with a flaming fire front. If 

the flames are extinguished the fire may propagate as a ground fire and finally when glowing 

combustion is extinguished bringing the fire process to its final state. 

Decay 

Glow extinction 

Fire Decay 

Flame extinction 

Extinction 

Cooling 

39

40 


The above described process of growth and decay is not a closed one, in the sense that at a 

given place a decaying ground fire may grow and spread again as a flaming fire or even experience 

a secondary growth and propagate as a crown fire at a later stage. 

MAIN TYPES OF FIRE SPREAD 

We can identify three main stable regimes of fire propagation, according to the main fuel layers 

that are involved in the combustion process: 

1. ground fire 

2. surface fire 

3. crown fire. 

Ground fires burn usually without flame in the organic layer above the mineral soil, their 

propagation is very slow and although they do not pose a great threat to the upper layers of the 

vegetation cover, they can produce considerable damage to the soil given their large residence time. 

In some particular conditions these ground fires can have an initial growth and become flaming 

surface fires. This is quite common in the decaying phase of fires that are not completely 

extinguished that may rekindle and start another loop in the fire development process. 

Surface fires are the most common propagation regime, in which a wide class of vegetation 

litter, dead and live fine fuels at or near the soil surface, can be consumed in a flaming combustion. 

For various reasons this fire propagation regime is the best studied and unless stated otherwise we 

shall deal with surface fire propagation in this article. 

If conditions are favourable a surface fire propagating under tree canopies may extend to the 

upper layers of the crown foliage. This fire can torch a single tree or a group of trees. If there is 

horizontal continuity in the canopies and if the foliage moisture content is below a given threshold, 

a sustained crown fire propagation regime will be achieved. Given the fact that the tops of the tree 

canopies are exposed to higher wind velocities these crown fires may propagate with very high 

rates of spread. The height of the flames associated with such crown fires may be so large that the 

interaction between the fire and its surrounding will involve a substantial part of the atmospheric 

boundary layer. This interaction creates a feedback mechanism that modifies the atmospheric flow 

in the vicinity of the fire in a manner that is much more intense compared to that of a surface fire. 

This is especially the case when large masses of vegetation are burning simultaneously under weak 

wind, in which the convection column above the fire is associated to a strong horizontal flow near 

the ground that entrains air into the combustion zone. Under very strong winds these intense fires 

may experience high rates of spread, and have the capacity of destroying large areas of forest land 

and are very difficult to suppress. The vertical extension of the influence zone of the combustion 

reaction and its associated convective processes, render the effects of topography or vegetation 

cover that are discussed below, to be of relatively less importance. The threshold conditions 

required for a surface fire to spread to the crowns have been studied by Van Wagner (1977), but are 

still a subject of research today. It is found that usually crown fires do not burn uniformly large 

areas of the forest, tending to form more or less heterogeneous patterns, due to the complex 

interaction of the convective flow and the tree canopies. 

Burning embers can be carried aloft by the strong convection produced at the fire front – 

particularly in crown fires, - transported by wind and scattered ahead the main fire front, causing 

spot fires. These secondary spot fires are a common feature of this regime of fire propagation, but 

they may also occur in surface fires, contributing to an increase in their degree of danger. 

MAIN FACTORS AFFECTING FIRE SPREAD 

The physical factors that have a significant influence on the initiation and on the development of 

a forest fire are usually grouped into three categories:


(i) - Topography - the terrain configuration at the location of the fire, namely its altitude, slope, 

solar exposition and the overall surroundings determine the type of climate and vegetation cover 

and the wind pattern near the ground. For practical purposes, in the scope of this article we shall 

retain the local slope as the main topography element affecting directly the fire propagation. The 

slope angle α of vegetation covered areas can vary in a range of 0º to 40º; for a given fuel the rate 

of spread of downslope propagating fires is quite low and practically constant, while the rate of 

spread of a fire front propagating upslope increases with α. 

(ii) - Vegetation - as stated above forest fires consume parts of vegetation that can exhibit 

different forms and spatial arrangements, constituting a solid porous fuelbed with one or more 

layers. The parts of the plants that participate in the propagation of the majority of forest fires are 

the fine particles, for which there is a typical minimum dimension (thickness or diameter) of less 

than say 6mm. Only in very intense fires will larger particles burn during the spread of the fire 

front, although they may be consumed after its passage. It is usual to consider three layers of fuel 

particles: (a) the ground layer, with organic residues and decomposing litter, just above the mineral 

soil; (b) the surface layer, consisting of the fuel on or in the close vicinity to the ground surface: 

litter, herbaceous, shrubs and small trees; and (c) the canopy layer, formed by the foliage of the 

trees. Each one of these layers can be characterised globally (cf. Rothermel, 1972) by its height or 

thickness, porosity, fuel load, and vertical and horizontal continuity. Each layer is usually a mixture 

of particles of different species, sizes and shapes that may be alive or dead. The chemical 

composition of the particles may vary from one species to another, and with the period of the year, 

but this is not a particularly relevant factor in terms of heat release from the unit of mass (cf. 

Philpot and Mutch, 1971). The water or moisture content of the fuel particles, as well as its mineral 

content act as a heat sink or even as a chemical inhibitor in the pyrolysis process and therefore have 

a major influence on the fire ignition and fire spread properties. The moisture content of fuel 

particles depends greatly on the long and short term meteorological conditions; dead fine fuel 

particles may change appreciably their moisture content in a period of few hours, while heavier or 

living particles require longer time periods. For a given fuel bed the basic rate of spread R0, of a 

fire front propagating in a horizontal fuel bed in the absence of wind, decreases with the moisture 

content and above a certain threshold - moisture of extinction - fire ignition and propagation are 

virtually impossible. Results obtained by the author in a series of laboratory experiments in a 

Combustion Table (1.2x2.2 m 2 ) with dead Pinus pinaster needles, with a fuel load of 1 kg/m 2 , are 

shown in figure 1, to illustrate this effect. Similar results are reported by other authors for the same 

effect, for different forest fuels namely Rothermel, 1972. 

(iii) - Meteorology - meteorological conditions are the most changeable factor in the fire 

propagation process. The following parameters are usually considered to be the most relevant: air 

temperature, and humidity, precipitation, solar radiation, atmospheric stability, vertical profile of 

wind velocity and direction. The first four parameters have a determining influence on the moisture 

content of the fuel particles and are therefore related to the meteorological fire danger level. Some 

of these factors have a cumulative effect on the fire danger level. In Viegas et al. (1994) a 

description and a comparative study of some known methods for fire danger prediction are given. 

Precipitation may have a long or a short-term effect, as was shown in Viegas and Viegas (1994). 

Wind and vertical stability patterns are mostly associated to fire spread conditions. Wind is 

recognised to be by far the single most important factor in the entire problem of forest fire 

propagation. Given the spatial and temporal variability of wind, in practice it is not possible to have 

a fire propagating in uniform and stable conditions for any measurable period of time. The ability 

to estimate wind distribution near the vegetation surface and its time evolution is therefore of 

utmost importance to deal with the problem of fire propagation. The strong gradient of the wind 

velocity profile near the ground raises the problem of defining and estimating a reference wind 

velocity to characterise the interaction between the wind flow and the fire front (cf. Albini, 1981 

and Baughman and Albini, 1981). Based on physical considerations the author proposed (cf. 

 

Viegas and Neto, 1991) the use of the wall shear stress, or its equivalent friction velocity u τ , 

produced by the flow on the fuel layer, for that purpose. As it is well known, in turbulent boundary 

41

42 


 

layers over a rough surface, in the absence of pressure gradients, the value of u τ together with the 

roughness height and displacement parameters z0 and d0, defines the velocity profile near the 

 

surface. Nevertheless in this lecture we shall use wind velocity U to refer to wind effect, as it is a 

more intuitive and familiar parameter. 

FIRE BEHAVIOUR MODELS 

Introduction 

The ability to describe the propagation of a fire with a set of quantitative rules has been the aim 

of many research programs throughout the World, in recent years. Given the number of factors 

involved, it is understandable that even for nominally stable propagation regimes there are no 

general models yet available to perform this task with a sufficient degree of accuracy and 

reliability. The problem of fire propagation modelling involves the specification of the boundary 

conditions before and during fire propagation. A model of the transient phases of fire from start 

through its development would require the solution of time dependent equations of very complex 

physical phenomena. The solution of the permanent regime, with nominally constant boundary 

conditions, is of course easier to achieve, as it requires fewer parameters to be described and 

known. 

Local and global ranges 

In the management of forest fire suppression tactics one is usually interested in predicting the 

overall time evolution of the entire fire front. This is the so called global range modelling problem 

(cf. André, 1996) that consists in determining the location of the fire front at any given time step 

specifying all the required boundary conditions. With the exception of the trivial situation in which 

all the properties are uniform in space and constant in time, to solve this problem it is necessary to 

break the time lapse in smaller intervals so that quasi-uniform conditions can be assumed during 

each time step. 

One other approach to the problem of fire propagation modelling is to consider a section of the 

fire front and analyse its properties given the local ambient conditions, this is the so called local 

range problem. It is easy to see that both problems are not independent, and that the local range 

problem is only a conceptual partition of the global one. The concept of local range is quite useful 

for analytical and experimental purposes, but its application has some restrictions that shall be 

made clear in the following. 

In very large fires or fires burning in complex topography or heterogeneous fuel, the fire front 

may develop multiple heads, flanks and fingers. These constitute separate sections of the same 

closed fire front that may or may not interact with each other, depending upon their local 

conditions and on their range of influence in relation to the global fire. 

Problems to model 

When dealing with the problem of modelling forest fire behaviour we have to cope with three 

basic problems: 

• A heat source – the chemical reaction of combustion 

• A heat sink – the unburned vegetation and the remaining environment. 

• A heat transfer process – from the heat source to the heat sink.

Heat source 


The chemical reaction of combustion is very complex in its details; it depends on many factors 

related to the chemical composition of the fuel particles, their geometry and size, the layout of the 

fuel bed and the intensity of the convective flow around it. Combustion occurs within the fuel bed 

by direct oxidation of solid particles and also in the space inside the fuel bed and above it in 

gaseous phase. A very important component of the reaction zone is the flame that is the seat of very 

high temperatures and is responsible for most of the radiation flux that promotes fire spread. 

Heat sink 

The physical and chemical properties of the fuel particles that were presented in Part 3 are 

related to the process of heating of the unburned fuel until its temperature reaches the ignition 

point. During the pre-heating process the particle looses water vapour and also other gases that are 

liberated at different temperatures. Some of these gases are flammable and mix with ambient air. If 

the proportion of mixture is within certain limits and if the heat flux over this portion of gas is 

adequate a flame is formed. As fine particles reach ignition point much more rapidly than heavy 

particles they are most relevant in fire propagation. 

The complete description of the fuel bed requires a large set of parameters, like hose described 

above. The properties and configuration of the environment surrounding the potential fuel must 

also be considered as part of the heat sink and therefore its properties must be known with detail. 

Heat Transfer 

Heat transfer mechanisms between the heat source and its surroundings and in particular to the 

fuel bed are responsible for the successive ignition of neighbour particles and for fire spread. 

Heat transfer mechanisms 

The main heat transfer processes at the fire front related to fire propagation are: convection, 

radiation and mass transportation. In surface fires convection is usually associated with the surface 

atmospheric winds or to the buoyancy induced flows due to the low density combustion products 

released in the reaction zone of the fire. 

In large fires these convective flows interact with the upper layers of the atmosphere creating a 

feedback process that requires the involvement of a larger height (of the order of 10 2 m) volume 

control to close the problem (cf. Viegas, 1997). 

Thermal radiation is of paramount importance, especially in flaming fires, given the very high 

temperatures that are reached in the reaction zones of the fire. There are two combustion zones at 

the fire front: one inside the solid porous fuel bed and the other in the gaseous phase, in the flame 

above the fuel bed. The radiation from the solid phase, inside the fuel bed, has a relatively short 

range given the attenuation produced by the fuel particles therefore its heat flux causes a relatively 

slow rate of spread of the fire front. Radiation from the flame surface depends greatly on the size 

and shape of the flame, namely on its inclination angle in relation to the potential fuel. If the flame 

is inclined towards the already burned fuel - as it happens with contrary wind propagation - the 

contribution of the flame for the advance of the fire will be relatively low, the main flux coming 

from the reaction zone inside the fuel bed. Therefore for contrary wind, as for negative slope, the 

rate of spread will be very low and practically constant, as the shape of the reaction zone is not very 

much affected by contrary wind in this case. If the fire front is propagating with a favourable wind 

or up slope, the flame will be inclined towards the unburned fuel and its shape factor in relation to 

the fuel bed particles will be much larger. Adding to this, the favourable wind, or slope induced 

convection, will usually enhance the combustion process and the flame length will increase, 

contributing to a more intense heat flux to the potential fuel, and consequently to a much higher 

rate of spread. 

43

44 


Mass transport as a heat transfer process is associated with the projection, transportation and 

release of burning particles at the fire front that are entrained by the convection column and 

dropped at considerable distances from the main fire. In the event that these burning embers fall on 

ignitable material, a secondary fire-spot can be created, with the associated danger to the fire 

control process. These fire-spots are particularly common and dangerous in large fires but in spite 

of their practical relevance, very few systematic studies exist about these phenomena. 

Types of models 

There is a wide range of fire propagation models, ranging from the purely empirical to the 

purely physical. For a critical survey of existing models see Rothermel (1990), André et al. (1992). 

Application of empirical models is of course limited by the set of conditions for which the basic 

data were collected. 

Interesting examples of empirical models are the ones developed in Canada by the Forestry 

Canada Fire Danger Group (1992), in Australia by Mac Arthur (1966) or more recently by 

Sneeuwjagt and Peet (1989). 

Physical models, although of more general application in principle, so far have proved to be 

non-practical, due to the complexity of the phenomena involved and to the number and type of 

input data that they require - which are not easily available in most cases. 

Therefore a semi-empirical approach to the problem seems to be the best choice. In this type of 

models assumptions are made about some of the chemical and physical processes, namely the 

pyrolisis and ignition of the fuel particles. Usually the heat transfer process from the combustion 

zone (heat source) to the potential fuel and to the environment (heat sink) is modelled. Some of the 

intermediate input parameters required in the models, like for example flame height or flame 

inclination are obtained from empirical data. A very good example of such a model is the one 

developed by Albini (1985), in which radiation inside the fuel bed and from the flame front is 

considered as the main propagation mechanism; in Albini (1986) the cooling effect of natural 

convection in the potential fuel is also considered. Albini and Stocks (1986) extended the 

application of this model to crown fire spread with very reasonable results. 

Rothermel Model 

A semi-empirical model developed by Rothermel and co-workers (cf. Rothermel, 1972, 1983) 

has found widespread application throughout the World, mainly due to the fact that it requires 

easily observable and measurable input data to be used. This model is based on extensive 

experimental data, mostly obtained from carefully conducted laboratory experiments, aimed to 

circumvent the analytical difficulties involved in the solution of the balance between the energy 

released by the combustion reaction and the heat flux required for the propagation. Using several 

intermediate empirical functions, to cope with the various factors involved, an explicit relationship 

was obtained between the properties of homogeneous fuel beds and the rate of spread, including 

slope and wind effects. Within the range of the experimental program performed these equations 

have therefore a general applicability. 

FIRE BEHAVIOUR ALGORITHMS 

Fire growth algorithms 

In most cases a forest fire is started at a single point, and develops firstly as a circle, that 

gradually changes its size and shape according to the boundary conditions. Due to non-uniform or 

non-permanent boundary conditions, the fire front will develop distinct parts along its perimeter. 

The main fire front, that propagates pushed by wind or slope, is appropriately called the head of the 

fire. This part of the fire front is usually its most intense section in terms of high values of the rate


of spread and of the heat release per unit of time and per unit of fire line length. The sides or flanks 

of the fire front have a relatively lower rate of spread. The back of the fire closes its contour and it 

is composed by a section of the fire in which fire is spreading contrary to wind or to slope effect. 

Behave System 

The model developed by Rothermel and his team is the core of the fire behaviour prediction 

system Behave that is documented by Burgan and Rothermel (1984) by Andrews (1986) and by 

Andrews and Chase (1989). The Behave system is the most common basis of existing decision 

support systems that include some modulus of fire behaviour prediction, but quite often the model 

is applied to situations that fall outside its range of validity. 

In view of the large discrepancies found between the predictions obtained extrapolating Behave 

system to large fires, Rothermel (1991) proposed an empirical model for the evaluation of the 

spread properties of crown fires that was developed for a particular region in the USA. The general 

validity of this method is not yet tested. 

Elliptical Growth 

According to some authors (Anderson, 1983, but see also Green at al., 1983 and Bilgili and 

Methven, 1990) the contour of the fire front can be represented by a simple or by a double ellipse. 

The shape of this ellipse depends on the slope gradient and on the wind velocity and direction. 

Catchpole et al. (1982) introduced a kind of Huygen’s principle to describe the evolution of a fire 

front at arbitrary spatial and time conditions. According to this approach each segment of the fire 

line is be treated as an independent element that propagates as a virtual elliptic fire front, the 

properties of which depend only on the local conditions at that point. André (1996) analysed the 

equivalence of various algorithms to explore this and similar concepts to deal with the prediction of 

the fire front shape. Richards (1995) and Richards and Bryce (1995) applied this concept and tested 

it to several case studies, in order to evaluate its robustness. 

FIRESTATION 

Among the informatic systems available for predicting forest fire behaviour I shall present 

Firestation that was developed by ADAI team during the past years. 

This system runs in a PC on CAD software from Bentley. It uses a GIS with a database of 

terrain contour and vegetation cover. Graphical tools allow a very easy interaction between the user 

and the system. 

Firestation incorporates several wind model systems to predict wind flow in the area from given 

boundary conditions. One very simple model that is used – Nuatmos – computes wind field very 

quickly although with some inaccuracy for very complex flow patterns. A more complete model – 

Canyon – developed by Lopes et al. (1995) that is much more complete as it solves the complete 

equations of the turbulent flow with thermal effects can be used as an option. 

Short term or lon-term meteorological data can be used to predict fire danger for the area and to 

estimate FMC with detail. Diurnal variation of FMC is considered in the system. 

The precise location of a fire ignition can be introduced in the system using the coordinates 

embedded in the GIS. A point, a line or an area ignition can be introduced in the screen and the fire 

simulation process launched with a button click. 

Fire spread is computed very rapidly and presented graphically in the screen in a very 

suggestive form. Depending on the size of the fire being simulated the simulation for an hour of 

advance takes only few seconds to be completed and displayed. Predicted changes of 

meteorological parameters can be introduced in the system and are taken into account 

automatically during the simulation. 

45

46 


Suppression activities like the creation of fire-breaks or retardant drops can be simulated as 

hypothesis or scenarios to assess possible strategies and their effectiveness. 

Firestation uses the Behave system to estimate the rate of spread of the head fire and uses the 

contagion algorithm proposed by Dijkstra to determine the propagation of fire to neighbour cells. 

Firestation was tested in some cases against data obtained form actual fires with reasonably 

good results. It is being used as a training and scientific development tool. 

The limitations of use of such systems are of course based on the models that support them and 

on the quality of data that is available to input them. In the opinion of the author much more effort 

is still necessary in this field in order to have a reliable and general system to predict fire 

behaviour. 

CONCLUSION 

Forest fire behaviour prediction is a science and an art that is not yet mastered. The complexity 

of the problem with the intervention of multiple factors and parameters leads to the present 

situation of not having a general model that can be applied to predict forest fire behaviour. 

There are some models based on physical laws, on empirical data or a mixture of both that can 

be applied to some fire spread regimes under some restrictive conditions. Surface fire spread is 

better understood and most practical models apply to this type of fires. Wind and topography are by 

far the most important factors that affect fire behaviour. Their joint effect is still poorly studied. 

In spite of the present limitations some numerical algorithms implemented in computer systems 

are used in operational conditions to support decision in fire management and fire suppression 

activities. 

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47




EFFECTS OF FIRE ON MEDITERRANEAN 

PLANTS AND ECOSYSTEMS 

Louis TRABAUD 

Centre d'Ecologie Fonctionnelle et Evolutive, CNRS, Montpellier, France 

louis.trabaud@wanadoo.fr

50 

INTRODUCTION 

Effects of fire on mediterranean plants and ecosystems 

Fire is an ancient and universal ecological force which has shaped most of plant communities as 

well as landscapes of the Mediterranean Basin. Associated with climate action and topography, 

fire has contributed to create, but not always predominantly, the types of vegetation growing 

around the Mediterranean Sea. However, in the absence of fire, the different landscapes have been 

also modelled by human action which has been strongly exerted for millennia. 

It is difficult to know with certainty how old the fire influence on the Earth is; however, there 

is no doubt that its occurrence predated mankind. Fire could occur as soon as a terrestrial 

vegetation grew on soil (Harris, 1958; Komarek, 1973; Jones and Chaloner, 1991). Lightning and 

volcanic eruptions are among the natural causes that could light wildfires during geologic times. 

At the beginning, fire was a natural component appearing more or less regularly in the 

natural cycle of ecosystem dynamics. Its advent allowed the rejuvenation of some stands and 

created a mosaic of plant communities. Time intervals between successive wildfires could be very 

long. Later, Humans appeared on the scene disturbing this equilibrium of nature, substituting an 

artificial situation and upsetting the previous order. Human's use and misuse of fire, associated 

with tree felling, grazing by domestic animals and an extensive but aggressive agriculture 

(destruction and uprooting of competitive natural plants), contributed to create the landscapes 

existing nowadays in the Mediterranean Basin countries. Due to this ancient influence, fire 

sometimes controls the age, structure and species composition of many plant communities. 

However, fire acts with different frequencies and intensities, depending on vegetation and climatic 

conditions. Thus, all these different factors react upon each other: vegetation affects fire regimes 

which in turn shape plant communities. 

OLD CONCEPTS 

Research dealing with the problem of wildland fires is characterized by two periods: a pioneer 

one during which there were very few works concerning this subject, and a more recent period 

where the problem of fire was tackled with rigorous methods and techniques. 

The pioneer period can also be divided into two parts: a first one during which publications 

discussed fire without thoroughly studying its effect on the ecosystems, and a second one, during 

which most scientists, under the influence of phytosociological ideas, were anxious at all costs to 

determine that the vegetation dynamics after fire followed a succession of stages or "associations" 

in a single linear process, without paying attention to the responses of plants constituting the 

communities. 

The first period was characterized by the works of precursors. Ribbe (1865, 1869) recorded the 

importance of the understorey in the propagation of fire; he documented the dominance of Erica 

arborea and the rapid colonisation of burned sites by Cistus spp. He also recorded the action of 

pine cones in propagating wildfires, and particularly discussed the causes of wildfires and the 

jurisdiction problems linked with them. 

After Ribbe, other authors discussed tire and drew the same conclusions about its influence. 

Jacquemet (1907) attributed déforestation to wildfires; Cotte (1911) discussed the effect of fire on 

Quercus suber and Pinus pinaster. Flahault (1924) studied the phenomenon more thoroughly, 

citing the effects of fire on vegetation and soil; he recorded the first species establishing in burned 

areas - Cytisus purgans, Erica arborea, Cistus monspeliensis, and Quercus coccifera. 

Ducamp (1932) and Laurent (1937) tried to explain the effect of wildfires on vegetation and 

more particularly considering their impact on erosion and forest "degradation." Except for Ribbe, 

the forerunner, practically all of these authors made few precise observations or careful studies on 

the wildland fire phenomenon and the havoc wreaked on vegetation. These authors' results were 

only general and fragmentary comments. 

In the 1930s. the setting up of the phytosociological method gave rise to a recrudescence of

Louis Trabaud 

activity for naturalists, who possessed a new tool allowing them to differently study vegetation 

dynamics. These researchers considered succession as an unidirectional change of vegetation types; 

this sequence naturally ended in a climax type that was stable and self-maintaining under the 

current conditions of site and climate. This was seen as a deterministic process. If the climax was 

destroyed by a catastrophic event (e.g., fire), community recovery had to go through the sequence 

of all the preceding stages before the same climax could be re-established, provided the climate 

was unchanged. 

During this latter period, whereas in North America existed the Clementsian theory, the 

phytosociological school dominated in Europe. Braun-Blanquet (1935, 1936) looked upon wildfire 

as being as important a factor as tree felling and overgrazing in the regressive dynamics of 

vegetation. It was his opinion that the degradation process of the Quercus ilex forest, by successive 

associations, led from the climax to grass swards, considered as the ultimate stage in the regression 

series (Fig. 1). 

Fig. 1. Example of a schematic diagram of succession of plant communities according to the classical school 

(Kornas 1958). 

By comparing different types of plant associations, Kornas (1958) studied the causes of 

the regressive succession in the Gardiole mountain near Montpellier, France. He described 

the same stages as Braun-Blanquet. In Provence, Molinier (1953, 1968) and Molinier and 

Molinier (1971) also considered this problem, but they did not try to analyze the process of 

vegetative dynamics after fire. They were satisfied with looking at wildfire as a factor 

contributing to the degradation of plant communities. 

During that period, one author particularly stands out. Kuhnholtz-Lordat (1938, 1958) did not 

accept the strict phytosociological theory, but rather viewed fire as a tool of human hands that 

changed wildlands into agricultural fields. Kuhnholtz-Lordat (1938) was the first to define the 

term of pyrophytes, and to provide a list of pyrophytic communities. He focused on the resistance 

of species to fire and their ability to regenerate after fire. Kuhnholtz-Lordat (1952) claimed that the 

vegetation of Provence was almost totally of pyrophytic origin, and he cited four primary 

pyrophytes: Quercus coccifera, Erica multiflore, Cistus monspeliensis, and Pinus halepensis. He 

associated soil degradation with fire, and confirmed that the persistence of vegetation in the 

Mediterranean area depends on frequent fires - short periodicity during which only vegetatively 

51

52 


regenerating species can survive; and long periodicity during which obligate seeders can reproduce. 

Later, Kuhnholtz-Lordat (1958) defined more precisely the term and classification of 

pyrophytes: (1) pyrophytes with passive resistance, because of their constitution and high water 

content in their tissues (succulents. e.g., Agave) or thick bark (Quercus suber); (2) vegetatively 

regenerating pyrophytes with the capability to sprout after destruction of the above-ground organs 

by epicormic shoots (as Arbutus unedo) or by below-ground resprouts (Quercus coccifera, 

Pteridium aquilinum and several perennial grasses); (3) pyrophytes with an indirect résistance that 

creates an unfavorable environment for plants around them; and (4) social pyrophytes that 

regenerate by seed (e.g., Mediterranean Pinus spp., Cistus spp.). However, he still gave flow 

diagrams of succession without studying and providing évidences of the real process of vegetation 

dynamics after fire. Barry (1960), following identical concepts, joined such conclusions and 

presented diagrams of several successive stages. 

All the preceding authors considered that fire created a series of increasingly degraded 

successive stages. They only compared, by synchronic way different associations thought 

a priori to follow a succession. The actual processes by which vegetation recovers after 

fire were not precisely tackled. Even today, some authors present the same flow diagrams 

without providing any precise data from field observations, starting from "original" forests 

down to shrublands and open swards (Le Houérou 1974; Macchia et al. 1984). 

RECENT RESEARCH AND NEW RESULTS 

It was only about 30 years ago that the subject was newly and objectively approached. At 

present, several detailed researchers have started working in the European part of the 

Mediterranean basin and the results give new perspectives on plant community dynamics after fire. 

During the last decades several meetings have also brought lots of knowledge concerning post-fire 

vegetation recovery and dynamics (Bourdeau et al. 1987; Trabaud and Prodon 1993; Trabaud 

1998). What are the most featuring and innovating contributions? 

Forested ecosystems 

In southern France, vegetation dynamics after fire was mainly studied (in a holistic way) in 

the calcareous region of Bas-Languedoc (Trabaud, 1970, 1982, and 1983; Trabaud and 

Lepart, 1980). Forty-seven plots were permanently studied during 10 to 2 years. They 

were located in 8 types of communities representative of the most dominant ones in the 

area: woodlands, garrigues (shrublands) and swards. 

After fire, vegetation turns rapidly back to the previous state. The species which are part of the 

community 10 years after fire are the first to appear and re-establish. One year after fire, 70 

percent of the studied plots had more than 75 percent of the species present 10 to 12 years later. 

Two years after fire this percentage exceeded 80 percent; and in 5 years reached 100 percent. The 

return towards a state identical to that existing prior to the fire was rapid. 

The changes in floristic composition followed a model identical for all the communities. In the 

first months after fire, there were few species. Then floristic richness increased - due to annuals 

which tended to occupy the burned sites but did not remain because of competition from 

community species re-establishing - reaching maximum values between the first and third year. 

Beyond the fifth year, the richness tended to stabilize. 

Most of the perennial plants of the communities studied were able to regenerate by 

sprouts; several can regenerate both by seed and sprout. Only a few of the woody 

perennials reproduce solely by seed, such as Cistus monspeliensis, Pinus halepensis, and 

Rosmarinus officinalis. Thus, some of them only appear in the spring following a fire. 

Species that can regenerate vegetatively rapidly occupy the burned areas, and due to their

Louis Trabaud 

competitive ability, prevent alien pioneer species from invading the areas. 

As progressively communities got older, their structure became more and more 

complex with numerous strata. For forest stands, vegetation grew up from lower strata (0- 

50 cm) towards higher strata (2-4 m). Vegetation physiognomy tended to be similar to that 

of unburned communities (Trabaud, 1983). 

In the siliceous mountains of Albères and Aspres at the eastern end of the Pyrénées, studies of 

six types of ecosystems including woodlands of Quercus suber or Quercus ilex, maquis and 

swards, observed that species reappeared immediately after fire (Prodon et al., 1984; Trabaud 

1993). During the first two years after fire, annual plants were extremely abundant. However, 

perennial species which established were those pre-existing to the disturbance. Floristic richness 

was higher in the burned sites than in unburned ones. 

Still for forests, in northwest Spain (Tarrega and Luis, 1987), floristic diversity of the 

understorey of Quercus pyrenaica stands increased during the first years after fire because of the 

increase of the floristic richness due to many annuals. All the sites studied kept their own 

characteristics, leading to a state similar to the one that existed before fire through an autorecolonization 

process. 

Aleppo pine regeneration 

Among forested communities, forests of Pinus halepensis, which pay a heavy tribute to 

wildfires, were more particularly studied in Languedoc where two kinds of understorey were 

recognized characterizing two floristically different communities (Trabaud et al., 1985a and 

1985b). Whatever the type of forest, the increase of understorey phytomass went through three 

phases: 

• the first phase, lasting for two years, which showed a rapid increase; 

• the second phase during which phytomass slowly increased, while only the shrubs grew; 

• a third phase without any growth, when shrubs had reached their adult size. 

Thirty years after fire, the understorey phytomass ranged between 9 and 12 t ha -1 . Litter, mostly 

composed by woody debris during the first years after fire, became more and more foliar dominant 

as stands progressively got older. Pine density increased up to a maximum reached during the fifth 

and fifteenth year (fig. 5), then decreased, because of mortality due to inter- and intra-specific 

competition. Distribution of young pines was uniform on all the studied sites. This apparently was 

due to the superimposition of seed rains coming from various sources. This type of regeneration 

and dispersion of Pinus halepensis was confirmed in Provence (Abbas et al., 1984; Barbero et al., 

1987) and in Catalonia (Papio, 1987). The same model of floristic and architectural recovery was 

also stated in the Balearic Islands (Morey and Trabaud, 1988). 

In Catalonia (NE Spain), Papio (1987, 1994) using a synchronic approach observed a 

pine density per ha at 3 years of 4400 ; 8 years : 10040 ; 14 years :6900 ; 26 years : 4720 ; 

57 years 2100, respectively. The regeneration density of 4 years old seedlings was 

proportionnal to the number of burned adult pines : more numerous were the adult pines, 

more numerous were the seedlings, except in steep slopes where density of seedlings was 

lower proportionnally to the number of burned adult pines in flat areas. The type of 

substrate characteristics also played a role inducing probably shallower soils, more drought 

and poorness of nutrients. 

Results from Martinez- Sanchez et al. (1996) in central southeastern Spain, confirm the 

model of density pattern of seedlings through time but with lower figures than those of the abovecited 

study. Aspect too had an importance, Aleppo pine regenerated better on south facing than 

north facing slopes. 

In southern Italy (Saracino and Leone, 1993), the number of live seedlings increased 

with the basal area of mature dead trees. There was a significant correlation between basal 

area of seed bearing trees and density of seedlings as stated Papio (1994). But in another 

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54 


study Saracino and Leone (1994) did not found any correlation between seed density and 

basal area of adult burned trees. 

In 10 years the average height of Aleppo pine seedlings is 1 m tall : the maximal 

increase in height was quasi linear (Trabaud et al. 1985b) at 13.4 cm per year. This result 

confirms previous results (Trabaud 1983, 1988) and is very similar to that reported by 

Papio (1994) and Saracino and Leone (1993). Thereafter, the growth is more rapid: 

average height for pines at 30 years is about 10 m (Trabaud et al. 1985b) then tending to 

slow its increase. 

Shrubland ecosystems 

In Andalusia in southwest Spain, five succession stages in a burned matorral (shrubland) 

have been described (Garcia Novo, 1977): 

• During the first 3 months, there was no germination, no annuals appearing, only some 

species sprouted, particularly those possessing a high ability to stump-sprout (Chamaerops 

humilis, Daphne gnidium). 

• In the second stage (1st year), abundant germinations occurred; other species had 

resprouted; many annuals were present. 

• In the third stage (2nd year), grasses reached their maximum development. 

• In the fourth stage (3rd and 4th years), the new matorral was growing towards a form 

comparable to the mature one; the importance of the herbaceous layer was diminishing. 

• From the 5th year onwards, the burned matorral had recovered its initial floristic 

composition and structure. 

In the southeast of Spain, in the Alicante-Valencia region, a matorral of Rosmarinus 

officinalis and Utex parviflorus dominated by Pinus halepensis was restored in ten years (Mansanet 

Terol, 1987); at that date, only the seedlings of the pine present in all the sites studied had not yet 

reached their adult size. Floristic richness did not change through time. Another study in a similar 

community reached the same conclusions: the species pre-existing to fire re-established after the 

disturbance (Sanroque et al., 1985). 

In the mountain of Garraf (South of Barcelona) Papi6 (1985), observed the rapid recovery on 

compact limestone of vegetation after fire was through sprouts or seedlings. Most of the species 

had appeared during the first 18 months. He also gave a good description of the phenological 

stages of the Quercus coccifera garrigue. The average height of this type of garrigue (a low 

shrubland) reached 50 cm in 1 year and 1 m at 8 years. The phytomass of the above-ground parts 

was 2.8 t.ha -1 at 1 year after fire and 16.5 t.ha -1 at 8 years. The regeneration of Pinus halepensis 

was also considered as well as the mortality of young seedlings. 

In Majorca (Balearic Islands), Morey and Trabaud (1988) studied a shrub community in 

calcareous soil during the first 3 years. The tendency here was to re-establish the previous 

ecosystem. Practically all of the perennials resprouted; only 7% showed a seed dispersal strategy. 

Floristic composition was maximum during the first years after fire. 

In the maquis of Erica arborea and Caticotome spinosa growing on the siliceous area of Cap de 

Creus (N.E. Catalonia), the rapid recolonization of burned sites came essentially from a great 

quantity of resprouts produced by the pre-existing species (Franquesa, 1987), leading to a rapid 

stabilisation of vegetation: there really was no succession process. 

The recovery of burned shrublands dominated by woody Fabaceae followed the same model. 

In Galicia (N.W. Spain) shrublands with Ulex europaeus dominant were rapidly recolonized by 

species pre-existing to fire sprouting from stump (Casal 1985; Casal et al., 1986 and 1990). The 

peak of floristic richness was attained in the first or second spring and stability of species 

composition was reached after four years. A few species became dominant thanks to their belowground 

vegetative systems, whereas species which reproduced only by seed (for instance Cistus 

spp.) became less abundant after fire. This applied also to herbaceous species. The horizontal and

Louis Trabaud 

vertical structure strongly changed: the height of the shrubs, their phytomass and cover increased 

with time. Herbaceous annuals progressively disappeared in favour of perennials. The same 

process was observed in garrigues with Genista scorpius and shrublands of Cytisus purgans 

(Debussche et al., 1980); species richness was maximum when Cytisus purgans provided 20 

percent cover (in the second and third year), remained high during the fourth year, and then fell 

when the cover of Cytisus purgans equated approximately 60 percent. This type of recolonization 

by pre-existing species was also recorded in mountain shrublands of Pyrénées (Perrinet, 1987). 

Among the shrubby communities studied, the Quercus coccifera garrigue presented a great 

resilience. In spite of frequent burnings its floristic composition remained unchanged (Trabaud, 

1984; Trabaud and Lepart, 1981), and its ability to reconstitute was important (Malanson and 

Trabaud, 1988). Phytomass recovery was rapid: on an average 1 t ha -1 yr -1 . The architecture - i.e. 

the horizontal and vertical structure, density and distribution of stems - was rapidly reconstructed. 

In south central Italy, researches dealt with the "macchia" dominated by Pistacia lentiscus, 

Myrtus communis and Ampelodesmos mauritanicus (De Lillis and Testi, 1990; Mazzolini and 

Pizzolongo, 1990). The perennial species of the original community eliminated alien invading 

species. Diversity was highest during the second year after fire corresponding to the maximum of 

the floristic richness. Despite this return towards communities identical to those which pre-existed, 

environmental conditions following wildfires brought some modifications in the relative abundance 

and dominance between species. 

In Greece, post-fire regeneration of plant species was more particularly studied in "phryganas" - 

low shrublands of spiny subshrubs such as Sarcopoterium spinosum, Phlomis fruticosa, Euphorbia 

acanthothamnos (Papanastasis, 1977a and 1977b; Arianoutsou and Margaris, 1981; Arianoutsou, 

1984). As in other burned communities, recolonization of sites was rapid. Plants re-established 

either by sprouts from below-ground organs or by germinations from seeds. Annual species 

dominated the phrygana burns in the first year and thereafter declined rather rapidly. Fabaceae 

(Trifolium spp., Medicago spp.) were the prevailing annual species. Recovery took about seven 

years. Here too, the species reconstituting the burned phryganas were those which pre-existed to 

fire. As phryganas are low shrublands, phytomass is small. According to Papanastasis (1977b), 

production was 1.2 t ha -1 in the first year, 1.6 t ha -1 the second year, and 2.8 t ha -1 the third year. 

Arianoutsou (1984) recorded a rapid growth during the first five years, up to 5 t ha -1 then the 

increase was slower. The proportion of herb phytomass was greater during the first two years after 

fire, then declined rapidly; shrubby species dominated from the third year onwards. 

The dynamics of Cistus stands was not particularly studied, in spite of the fact that they 

constitute important communities characterizing the Mediterranean landscape. Researches 

principally dealt with the influence of high temperatures on seed germination of various (4) species 

of Cistus and their regeneration modes (Troumbis and Trabaud, 1986 and 1987; Trabaud and 

Oustric, 1989). For each species studied there does exist a variable threshold of temperatures 

which allows a maximum of germinations. However, more than "pyrophytes", Cistus species 

behave as opportunist plants occupying free spaces left after a disturbance in the absence of 

aggressive competitors. 

To summarize, it is a fact that the majority of quoted authors reached the same conclusions. 

The species existing before fire did re-establish and reconstitute the communities. They appeared 

very soon, practically all during the first (second and third) years following fire. There was no 

renewal of communities, in the sense of a community replacing another one, but simply "autosuccession' 

in the sense of Hanes (1971). That is to say, a burned community re-establishes 

identical to itself. 

CONCLUSION 

The results of all the research carried out during the last three decades have modified our 

knowledge of the regeneration of ecological systems after fire in the Mediterranean region: systems 

tend to a structure and floristic composition similar to the previous ones. 

55

56 


After fire, plants appear rapidly and cover the ground surface. Nearly all authors agree 

and reach the same conclusions:(1) The abundance of herbaceous species (mostly annuals) 

is quite remarkable during the first years in the burned areas; (2) of the species that gain 

dominance during the re-establishment of the mature vegetation, the majority are present in 

the first few years after fire; (3) the establishment of previous communities is a rapid 

phenomenon; and (4) as burned communities age, returning to a state similar to that of 

unburned systems, structure becomes more and more complexe with numerous layers. 

Herbaceous layers predominant during the beginning stages decrease and are replaced by 

shrub and tree layers. In the same manner, phytomass increases from herbaceous to woody 

dominant. 

The majority of plants appearing after fire come from survival organs - rhizomes, lignotubers, 

bulbs, seeds, etc. - already present in the soil before the passage of the flame, or brought (seeds) 

immediately after fire by plants remaining alive in unburned patches or located in the 

neighbourhood. There is no plant alien to the previous stands able to invade and persist in the areas 

repetitively burned for millennia. All the plants which regenerate by vegetative means give sprouts 

during the first months following a fire whatever the season of occurrence. 

In the most recent studies, authors agree that the development of vegetation after fire follows 

the "initial floristic composition" model described by Egler (1954) or the "inhibition" model from 

Connell and Slatyer (1977): All the prefire species are present immediately after fire, even if later 

on the relative abondance or frequency of individuels changes. Thus, there is no real succession, or 

floristic relays, or different communities on the same site, as is characteristic of secondary 

succession, but rather, an auto-succession process leading to a recovery of preburn communities. 

In fact, Mediterranean vegetation does present a recovery by "direct" endogenous process, (i.e., the 

species that existed before fire again occupy the burned sites, as opposed to an "indirect" or 

exogenous recovery characterizing a succession of stages as it was described for old field 

dynamics). The plants that persist are those that appear immediately after fire and that existed 

previously. Floristic composition and structure of burned communities tend to revert to a 

metastable equilibrium similar to that which exist without fire. In accordance with the recent 

research results, now the dynamics of the burned communities in the Mediterranean countries can 

be schematized as self-reconstituting processes in the general pathway of plant succession (Fig. 2) 

The biotic communities pertaining to the landscapes of the Mediterranean Basin present a high 

tolerance to fire. How can this tolerance be called: resilience, stability, persistence, elasticity, 

inertia? There are numerous terms to characterize the possibility for recovery of organisms and 

populations. Fire, repeated over millennia, has destroyed or eliminated the less resistant 

individuals and species, thus reducing potential competition. Only the species and populations able 

to resist and adapt to repeated passages of disturbances, such as fire, persist. The stability of 

ecological systems of the Mediterranean Basin would be characterized by a high resilience 

associated with a strong inertia and a noteworthy persistence. They are "dynamically robust" systems. 

Land reclamation, agriculture, fallow and grazing have strongly modified the original 

landscape. Generally speaking, first trees were cut, then burned and vegetation stumps and 

roots uprooted to establish crops; then fields were abandoned, followed or not by grazing; 

pastoral fires succeeded agricultural burnings; lands were again abandoned and then again 

cleared, then abandoned many times according to the rhythm imposed by socio-economic 

needs. These uses led to a multiplicity of plant communities able to survive the 

disturbances and have shaped in a mosaic pattern the landscapes of today. 

.

Louis Trabaud 

Fig. 2. Actual diagram of community dynamics following human actions and fire influence (Trabaud 1980). 

Do fire cycles exist? A knowledge of fire frequencies is extremely important for the 

understanding of the relative stability of ecosystems. When fires occur too frequently, notable 

changes may appear in plant or animal populations, and some species may disappear. If, after fire, 

the dynamics are characterized by a relative stability and an adaptation of species to withstand 

disturbances, the repetition of fire cycles leads to a permanence of species and communities. 

In fact, the present ecological systems of the Mediterranean area are the result of an ancient 

historical influence during which species acquired mechanisms to overcome fire effects, but also to 

resist other environmental constraints (stresses) such as bad climatic periods (drought and coldness). 

Both fire and human activities, as well as climate, have favoured an ecological and genetical 

differentiation which ended in the constitution of the present fauna, flora and vegetation. Because 

of these past vicissitudes, fire today is not a factor of change of Mediterranean ecological systems. 

Each species uses different characteristic survival traits that are best adapted for its needs allowing 

it to survive the disturbances and to perpetuate itself so as to maintain the communities in which it 

is living. 

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Acknowledgements: the Author thanks M. Grandjanny for his help in preparing the figures.


a cura di T. Anfodillo, V. Carraro e G. Ulliana 


USE OF PRESCRIBED FIRE IN 

DIVERSITY ORIENTED SILVICULTURE 

Pasi PUTTONEN 

Department of Forest Ecology, University of Helsinki - Finlad 

Pasi.Puttonen@helsinki.fi

62 

FORESTS ARE SHAPED BY FIRE 

Use of prescribed fire in diversity oriented siviculture 

Forest fires are an integral part of the forest succession by controlling composition and structure 

of forests and their growth and dynamics. Boreal forest ecosystems and tree species are adapted to 

the periodic passage of fire, and some ecosystems might disappear in the absence of fire. 

Fire is a type of disturbance. Disturbance has been defined as 'a relatively discrete event in time 

that disrupts ecosystem, community or population structure and changes resources, substrate 

availability, or the physical environment'. Alternatively, disturbance can be defined as events 

making growing space available. This is a useful definition when we are looking forest structure. 

Disturbance ecology, a part of forest ecology, studies the role of disturbances of various scale, 

magnitude, and frequency on development forest vegetation and animal communities. 

Forest fires affect all biotic forest ecosystem components; individual organisms, plant and 

animal populations and communities and their processes. Fire shapes boreal forest ecosystem 

structure by impacting vegetation patterns and ecosystem function by affecting biogeo-chemical 

cycling. In natural ecosystems, fire regulates the following major functions and processes: 

regeneration and reproduction, preparation of seedbeds and dry-matter accumulation, reduction of 

competing vegetation, soil nutrition, stand thinning and sanitation, and forest succession. - Boreal 

forests are shaped by fire. 

FIRE BEHAVIOUR AND REGIME 

Fire behaviour, fire severity, and fire regime influence on the response of forest ecosystems to 

fire. Understanding fire behaviour and fire regime is necessary for interpreting fire effects. Fire 

regime includes such factors as fire intensity, fire interval, fire season, and size of the fire. 

Climatic conditions determine the overall productivity of ecosystems and thus also the amount 

of litter and other combustible material in forest stands and on the ground. Climate also determines 

the length and severity of the fire season and return interval of fire. Weather conditions of 

temperature, precipitation, air humidity and winds have an impact on the short-term fire behaviour. 

Temperature controls fuel moisture and thus, fuel ignition and also the rate of fuel burning. Low 

precipitation and low air humidity increase risk of fire ignition. Winds have multitude of effects on 

fire behaviour. High-speed winds dry vegetation, winds maintain combustion and influence 

strongly on the spread of fire. 

Topographical features can act as fire paths or fire breaks. Gently rolling landscapes burn easier 

than steep slopes. Landscape elements such as lakes and peatlands act as natural fire breaks. Southfacing 

slopes burn easier than north-facing slopes. 

Fire return depends on climate and soil conditions and human impact. In northern Europe return 

interval has been, depending on the site, between 40-400 years. In southern European forest 

ecosystems return interval can be as short as 15-35 years. Fire return interval has been more 

frequent on dry and dryish soils, about 50 years than on more fresh moraine soils, about 150 years. 

Before the human impact, forest fires were relative few but large; some of them covering 

10,000-20,000 hectares. With the increase of human impact on boreal forests in 1400-1500s, the 

number of forest fires increased substantially until a change in land use patterns happened and fire 

control was started in mid-1800s. 

Fuel type, amount, quality, continuity and especially, moisture impact fire regime. Because of 

this small-scale variation in fuel characteristics, fire intensity can vary substantially within short 

distances and create mosaic fire patterns. The mosaic pattern of forested landscapes is also 

promoted by the fact that no two fires have the same effect. 

Forest stand characteristics such as tree species, vertical and horizontal arrangement of trees, 

age and size structure influence fire susceptibility and fire regimes. Species differ; for example 

Scots pine (Pinus silvestris) is regarded fire resistant due to thick bark and high living crown, 

especially in large trees whereas, Norway spruce (Picea abies) is more susceptible. However, both

Pasi Puttonen 

young pine and spruce trees are susceptible to fire. In general, broadleaf trees are fire resistant 

because of foliage and high foliage moisture content, but also because they typically occupy mesic 

or moist sites. 

FIRE EFFECTS ON PHYSICAL ENVIRONMENT 

Many effects of fire are at the ecosystem level have influence on physical environments and 

landscapes. These include fire impacts on nutrient and chemical cycling, erosion, hydrology, 

landscape level patterns and global carbon cycling. 

Fires releases nitrogen bound in soil humus layer and nitrogen is lost in the atmosphere. 

Although the fire decreases the amount of total nitrogen, nitrogen available to plants, especially 

ammonium nitrogen, increases. Fires can increase pH of the humus layer up to 1-2 units by 

releasing carbonates, and pH can stay elevated for decades. Repeated fires on low fertile, dry soils 

can have depleted nutrients, especially nitrogen in the soils. Fires decrease amount of organic layer, 

up to 20-30 %. Due to increased surface temperatures and increase in available nutrients, 

decomposition increases in post-fire years. 

Fire creates large amount of ash that contains important plant nutrients. Calcium and 

magnesium are retained in the humus whereas sodium, natrium and phosphorus can be leached 

with water. 

Fire has impacts on the hydrology by reducing the evaporation from vegetation, removing litter 

and reducing root strength and thus can temporarily increase soil wetness and surface runoff and 

possible surface erosion. 

Recent examinations of fire statistics in natural forests of the boreal Canada show that fire 

occurrence is increasing. This has been attributed to climate change. Climate change impacts on 

boreal forest fire regime include such factors as climate change indirectly influences vegetation 

type, and hence fuel type, potential for fire occurrence is increased due to increased lightning, or 

fire severity is increased as a result of fire weather patterns. Increased fires can thus effects global 

carbon cycling by liberating carbon from vegetation and substrates at rates exceeding 

accumulation. 

Fires have maintained the vegetation mosaic in the landscape. The mosaic, in turn, constitutes 

the underlying basis for plant and animal biodiversity within the ecosystem. 

FIRE EFFECTS ON BIOLOGICAL ENVIRONMENT 

Tree mortality due to fire is caused by heat injury of the cambium layer. The bark layer 

provides protection against cambium damage. The insulating capacity of the bark is mainly 

determined by bark thickness that is strongly related to species. A thick bark is regarded as an 

adaptation of the species to repeated fires, e.g. ponderosa pine (Pinus ponderosa). Bark thickness is 

well correlated with diameter, that in turn is correlated with age. 

In boreal forests, most fires burn ground vegetation, consisting mostly of Myrtillus, Vaccinium, 

and Cladonia species. Crown fires are less frequent than ground fires but when crown fires occur 

they kill trees and leave them standing for 10-20 years. Crown fires create standing dead wood that 

attracts species; some of them adapted only to burnt wood. 

After fire, microbial and fungal biomass can be reduced up to 50 %. Also, the number of soil 

invertebrates decrease temporarily after fire. High intensity fire destroys also pathogenic fungi, 

such as root rot (Heterobasidion annosum). 

Wildlife and animals generally prefer habitats that provide a mosaic of seral and climax stages 

of vegetation. These environments provide both edge and interior environments of forests for 

feeding, hiding and nesting. Again, fires create these environments over time over landscapes. 

Fires are only in very rare cases destructive to animals and wildlife. Fires create habitats, and 

63

64 


animal and wildlife communities are a product of the habitat. Fires are not always beneficial to all 

species. For animals that prefer pioneer plant species, such as moose, early stages of vegetation 

succession provide abundant food. Other wildlife, such as birds that need shelter, fires have a 

negative effected for a period after the fires. 

FOREST SUCCESSION AFTER FIRE 

Succession is "the directional change with time of the species composition and vegetation 

physiognomy of a single site where the climate remains relatively constant". Fire intensity is an 

important factor for the species dynamics and post-fire successional patterns. Fire results in a 

patchwork of vegetation types and age classes that are more than a function of fire return interval. 

Patches will take different pathways to recover from fire with respect to vegetation dynamics, 

immigration or emigration of species. 

The plant and animal succession after fire is limited to certain species. Thus fire acts as an 

environmental sieve. Plant and animal community response to fire include such characteristics as 

species richness, composition and structure. 

Plant adaptation strategies to fire can be either seed-based or vegetative-based. Seed-based 

strategies are 1) invaders that are highly dispersive, pioneering, short-lived (e.g. fireweed, 

Ebilobium angustifolium), 2) evaders with long-lived propagules in the canopy or soil (e.g. 

lodgepole pine, Pinus contorta), and 3) avoiders that are shade tolerant and late successional 

species (e.g. western red cedars, Thuja plicata). Vegetative-based strategies are 4) resisters that are 

intolerant species with mature trees surviving low intensity fires (e.g. Douglas fir, Pseudotsuga 

menziesii), and 5) endures are resprouting species with buried bud (e.g. blueberry/blackberry, 

Vaccinium sp.). 

Some species are adapted to conditions created only by fire. For example, serotinous cones of 

such species as Pinus contorta, Pinus resinosa, Pinus halepensis or Pinus brutia remain closed 

unless heat created by fire opens them. 

An intensive fire can be a major disturbance at a large scale, i.e. catastrophic and it can be is a 

stand replacing fire. Non-catastrophic fires simplify stand structure locally by eliminating younger 

tree species cohorts and leaving trees forming an open canopy. Generally, after high intensity fires, 

broadleaf and pine trees are established while low intensity fires favour establishment of Norway 

spruce. 

Vegetation succession after fire starts with grasses and herbs. For example, fireweed (Ebilobium 

angustifolium) is a species found in all boreal zones and that binds nutrients, especially nitrogen to 

the site. Next species to colonise the site are so-called pioneer trees species, typically broadleaf 

species. Boreal broadleaf species are well adapted to fire. Birch can recolonise the site vegetatively 

from stem sprouts and aspen from root suckers. Conifer species will appear later, pine earlier than 

spruce but later will be components of a mixed stand, and eventually conifers will dominate the 

stand. If undisturbed by fire, other disturbances, or by silvicultural practices, spruce will reach 

dominance in later stages of succession. After fire, coniferous forests regenerate within one or two 

decade and thus boreal coniferous form often even-aged stands. 

IMPORTANCE OF FOREST MOSAIC 

Disturbances by fire are irregular in space and time. It varies with region, vegetation type and 

topographical location. To some extent fire is cyclic but the cycles have varied over centuries. 

Forest fires rearrange energy and mass flows in a forested area, and a plant and animal succession 

starts with species adapted for those new conditions. Fires maintain vegetation mosaic in the 

landscape that, in turn, constitutes the underlying basis for plant and animal biodiversity within the 

ecosystem.

Pasi Puttonen 

DIVERSIFICATION OF FOREST STRUCTURES BY USE OF FIRE 

There is no clear a nswer where, when and how to apply prescribed fire. Past fire regimes 

provide some guidelines but use of fire is also an ethical question; what type of forest structures 

and futures we want to create ? Past fire regimes indicate under what conditios organisms have 

lived and survived. Mobile species and ecological conditiosn are less threatened by today’s forest 

management practices than sessile features. Sessile features include for example seed banking 

plants, fire shaped soils and late successional multi-stored (pine) stands. These features are slowly 

disappearing if fires are randomly located. Sessile features could be mainatined by assigning 

certain stands for generations for maintaining sessile elements. Mobile elements could be 

maintained by planned geographic distribution of prescribed fires Granstrom 2000). 

It is important to formulate desired impacts of fire for each burn which should, foe example 

consider stand structure, soil layers, species favoured. In today’s silviculture, prescribed burns 

should create conditiosns to support specific values, at specific places in a specified future forest. 

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PRESCRIBED BURNING TO ALLOW 

FOR FOREST SUSTAINABILITY 

Domingo MOLINA 

University of Lleida – Spain 

dmolina@pvcf.UdL.es

68 

PRESCRIBED BURNING 

Prescribed burning to allow for forest sustainability 

In depth information is available for download on the USA National Fire Management Program 

Internet web page (http://www.tncfire.org/admin.htm). 

The Prescribed Burn Plan is the most relevant document in the fire planning process. It is 

required for all burns. It is a field document that sets forth the details for conducting a particular 

burn treatment at a particular burn unit. The Prescribed Burn Plan is much more specific than the 

Site Fire Management Plan. It is also a legal document which details the professional standards and 

guidelines to be used in conducting the burn. The Prescribed Burn Plan includes: 

• the objectives to be accomplished by a particular burn 

• an acceptable range of fire weather, fuel moisture, and fire behavior parameters to 

safely achieve desired effects 

• burn-specific information on hazards, smoke sensitive areas, and contingencies, escape 

routes and safety zones 

• details of pre-burn site preparation, probable ignition patterns, crew assignments, 

holding positions, and mop-up activities 

• lists of equipment needed for the burn 

• sources of emergency assistance 

• a series of high-quality maps showing the site/preserve, burn unit, smoke sensitive 

areas, ecologically sensitive areas, proposed ignition pattern, and escape routes, safety 

zones and secondary control lines 

• a checklist for burn preparation and crew briefing 

Many burns require a new or revised Prescribed Burn Plan, and every Fire Leader should 

complete a checklist prior to igniting any approved burn. If there are no changes in the Burn Plan 

from one burn to the next, it is not necessary to resubmit a new one for each subsequent burn once 

the Plan has been approved. If there is any question about the need for formal review of an update, 

check with the Fire Manager. A prescribed fire is authorized only if the Prescribed Burn Plan is 

approved and all conditions stated therein are in effect. 

The Prescribed Burn Plan and Checklist is usually prepared by the Fire Leader who will be 

conducting the burn, but may be prepared by a Fire Planner. Regardless, in-depth familiarity with 

the fire unit and material presented in this manual is essential to successfully completing the 

Prescribed Burn Plan. All Plans must be signed and dated by the preparer, by a Fire Manager, and 

by the Fire Leader. Usually, the person who authors a Prescribed Burn Plan cannot be the sole 

person to approve it. In a limited number of situations, where a site/preserve has a detailed Site Fire 

Management Plan and burns are conducted routinely by an experienced Fire Leader, the Fire 

Manager may authorize the Fire Leader to sign off on the Prescribed Burn Plan without further 

review and approval. 

The process is complete when the Prescribed Burn Plan is refined to a point where your 

objectives can be met given the probable fuel and weather conditions, yet the fire can be safely 

conducted given legal, personnel, and equipment constraints. The result is a Prescribed Burn Plan 

that 

• includes fire behavior ranges for flame length, rate of spread, and scorch height 

• prescribes ranges for temperature, relative humidity, wind speed, wind direction, 

atmospheric stability and fuel moisture of different classes and sizes of fuel 

• defines personnel and equipment needs 

• clearly outlines safety and contingency planning 

• describes ignition, holding and mop-up activities 

The “Justification for Fire Management” documents that fire management is needed in a given 

situation and that we have sufficient information to back up that assertion. The Justification is 

usually site-specific, or covers a narrowly defined region or area of conservation action. It explains 

how fire management will contribute to the Conservancy's goals of preserving priority species,


communities or landscapes at the preserve or site in question. It meshes biological and ecological 

information on the conservation targets or systems with site-specific information on fire history and 

past land use. This may be represented in part as an ecological model. 

The information in the “Justification” provides the basis for the next step of the planning 

process, establishing fire management goals. This is often the most challenging step in the fire 

planning process because the goals serve as the basis for all fire management action taken at the 

site. The goals should also reflect the Conservancy's conservation interest at the site, i.e. clearly 

identify how the fire program will improve biodiversity health and abate threats to the priority 

systems. The more specifically a planner can state goals, the easier it is to define management 

actions that may contribute to those goals and to monitor how successful management has been. 

Examples of poorly articulated goals are: "Maintain the natural integrity of the system"; 

"Increase species diversity"; "Perpetuate a certain species"; "Reintroduce fire as a natural process." 

Better goals are: "Sustain an array of four different successional stages of a community through 

rotational management treatments on a 40-50 year cycle"; "Reduce an exotic species to 25 percent 

of initial basal area"; "Maintain the population of a particular species within 25 percent of current 

numbers when averaged over a 10-year period"; "Provide the ecosystem perturbation needed to 

maintain over a long term the current diversity of a mid- to late-successional species in a certain 

community." Note that reintroducing fire to a system may be a programmatic goal, but it is not an 

ecological one. Ecological goals should focus on the desired results of fire management. 

Well-stated goals allow the planner to identify specific objectives to accomplish through 

individual burn treatments. For instance, the planner can ask, "What is the best treatment to initiate 

the successional cycle?" or "What factors might cause a species population to decline and how 

could the appropriate timing of fire counteract those factors?" In developing or refining 

management goals, remember that ecosystems are inherently dynamic. It is inappropriate to try to 

"freeze" natural communities. Seeking to maintain a certain successional stage is reasonable if it is 

not too narrowly circumscribed. 

Goals are often directed toward "products" or ecosystem structure, such as population numbers, 

species composition, or habitat qualities. Goals may also be tied to "process" or ecosystem 

function, for example to reestablish the appropriate fire regime in a particular community. 

Accomplishment of such a goal will be based upon well-founded inferences about the natural role 

of fire in the community. Without an idea of an appropriate range of fire intensity, frequency, 

season of occurrence, and scale, it is impossible to say whether the goal is being reached. 

Lastly, the fire planner should put fire management in perspective with other site management 

goals. Is fire management compatible with other ecological and programmatic goals? If not, which 

goals will take priority? 

The Fire Regime Proposal gives the spatial and temporal details of fire management at a site, 

i.e. where and when fire treatments occur. It answers the question: How will fire be applied to the 

landscape over time? It serves as a bridge between general management goals and applications of 

treatments at the field level to achieve those goals. The Proposal usually covers an entire preserve 

but may be restricted to a portion of the preserve or to a single management unit within a preserve. 

It may also encompass several closely related sites or preserves that are integrated into one master 

management design. The Proposal may initially involve only one or several units of a potentially 

larger design in order to facilitate the initiation of a burn program. 

In the Fire Regime Proposal, burn units are defined and an initial burn schedule outlined. There 

are several approaches to formulating a burn schedule. The most appropriate method depends in 

part on the conservation goals for the site in question, and whether fire management will be used 

for restoration or maintenance. Sometimes the life history requirements of a particular target will 

determine the schedule of burns. For more specific information, see Developing a Fire Regime 

Proposal (link below). 

A Fire Regime Proposal should stay in effect until it is deemed necessary to modify the burn 

regime assigned to the unit, alter the unit boundaries, or change the management objectives or 

goals. Burn schedules (i.e. season, frequency, and type of fire) should be flexible within an 

acceptable range. Allow for variability and manager discretion by thinking in ranges rather than 

69

70 


fixed values. Then the manager has the latitude to make adjustments to the schedule in the 

Prescribed Burn Plan. 

FIRE MANAGERS TRYING TO RESEMBLE NATURAL DISTURBANCE 

PROCESSES TO ALLOW FOR FOREST SUSTAINABILITY 

Goals are often directed toward "products" or ecosystem structure, such as population numbers, 

species composition, or habitat qualities. Goals may also be tied to "process" or ecosystem 

function, for example to reestablish the appropriate fire regime in a particular community. 

Accomplishment of such a goal will be based upon well-founded inferences about the natural role 

of fire in the community. Without an idea of an appropriate range of fire intensity, frequency, 

season of occurrence, and scale, it is impossible to say whether the goal is being reached. 

Additionally, the fire planner should put fire management in perspective with other site 

management goals. Is fire management compatible with other ecological and programmatic goals? 

If not, which goals will take priority? 

The Fire Regime Proposal gives the spatial and temporal details of fire management at a site, 

i.e. where and when fire treatments occur. It answers the question: How will fire be applied to the 

landscape over time? It serves as a bridge between general management goals and applications of 

treatments at the field level to achieve those goals. The Proposal usually covers an entire preserve 

but may be restricted to a portion of the preserve or to a single management unit within a preserve. 

It may also encompass several closely related sites or preserves that are integrated into one master 

management design. The Proposal may initially involve only one or several units of a potentially 

larger design in order to facilitate the initiation of a burn program. 

In the Fire Regime Proposal, burn units are defined and an initial burn schedule outlined. There 

are several approaches to formulating a burn schedule. The most appropriate method depends in 

part on the conservation goals for the site in question, and whether fire management will be used 

for restoration or maintenance. Sometimes the life history requirements of a particular target will 

determine the schedule of burns. 

A Fire Regime Proposal should stay in effect until it is deemed necessary to modify the burn 

regime assigned to the unit, alter the unit boundaries, or change the management objectives or 

goals. Burn schedules (i.e. season, frequency, and type of fire) should be flexible within an 

acceptable range. Allow for variability and manager discretion by thinking in ranges rather than 

fixed values. Then the manager has the latitude to make adjustments to the schedule in the 

Prescribed Burn Plan. 

Examples of fire regimes to allow “old-growth forest structure” by species in Spain: 

Pinus halepensis – infrequent, high intensity fires; large size disturbance 

Pinus nigra – frequent, low intensity fires; disturbance in a patch pattern 

Pinus sylvestris – infrequent, low intensity fires; small-medium size disturbance 

Quercus faginea – infrequent, low intensity fires; small size disturbance


PRESCRIBED BURNING AS A MANAGEMENT TOOL TO ENHANCE POOR 

VIGOR OF PINUS HALEPENSIS STANDS AT TIVISSA (NE SPAIN) 

Domingo Molina 1 , Marc Castellnou 2 & Mónica Bardají 2 

1 University of Lleida - 2 Catalonia Institute of Forest Technology 

This study is partially supported by the EUROPEAN UNION Contract # ENV4-CT-0715 (DG12- 

VOMA): Prescribed burning as a tool for the Mediterranean region: a management approach. The overall 

objective of the project is to improve the prescribed burning decision making process, creating an operational 

basis to support the extensive use of this technique in the future. 

Most Pinus halepensis stands of NE Spain originated from either abandon agriculture land or 

reforestation (plantation) present today overstocked thickets prone to water stress (and therefore to 

wildfire) and lack of regeneration of Pinus halepensis. By contrast, those stands originated from a 

stand replacing fire are (usually) in a much better shape. Several stands swept by surface wildland 

fires ended less overstocked and water stress seems to be less severe. Careful observation of those 

stands and how wildland fires have swept through many of them allowed us to develop some 

testable hypotheses. This paper states those hypotheses and outlines the experimental layout that 

will allow us to test them. 

Two main problems concerned us: 1) How to implement cost-efficient first thinning operations? 

and 2) How to prescribe effective regeneration in those Pinus halepensis stands (auto-succession to 

rejuvenate those stands)? 

We have classified Pinus halepensis stand as follows: 

A) stands originated from a wildland fire (with a single age cohort) 

stands originated from either abandon agriculture land or plantation forestry (with a single age 

cohort) 

Within type A stands, we have: 

A1) 15 (or less) year-old stands with 4-6 meter tall trees in strong competition with shrub 

species such as Ulex parviflorus & Cistus albidus. 

A2) About 25 year-old stands with 10-meter tall trees and a minor shrub competition. There is 

still a strong intraspecific competition among Pinus halepensis. 

A3) About 35 year-old stands with 14 meter tall trees. Competition among Pinus halepensis is 

less important because dominant trees are almost suppressing others (natural thinning). 

A4) About 50 year-old stands with 14 meter tall trees. Competition among Pinus halepensis is 

less important because dominant trees are almost suppressing others and the fact of being swept by 

a second (non stand replacing) surface wildland fire. 

See figure 1 as an example of what we do in these stands. 

Figure 1 

B 

A 

A 

B A 

B 

71

72 


In this type A4 stand, our objective is to reduce the number of trees efficiently in ecological and 

economic terms. The experimental design is 3 replications of two different burn treatments (a, b) 

Treatment a – low fireline intensity (by means of baking or flanking fire ignition patterns) 

Treatment b – high fireline intensity (by means of strip head fire ignition patterns) 

Within type B stands (abandoned agricultural land origin), we have a 4 ha stand with the 

following characteristics: a 50 year-old stand with 12-meter tall trees with a dense understory of 

Juniperus oxicedrus & Erica multiflora (both sprouting shrubs) as well as Rosmarinus officinalis 

(non-sprouting shrub) and a light litter & duff layer. Pine regeneration is nearly absent because of 

strong shrub competition. In this experimental stand, our objective is to assess the effectiveness of 

different regeneration techniques (treatments): prescribed burning, clearcutting and clearcutting and 

burning (three replications of all three treatments). Figure 2 that shows the 9 strips (9 experimental 

units). Additionally, we will study the soil seed bank of major understory species as well as the 

seed rain due to Pinus halepensis serotinous cones (canopy seed bank) 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 

Figure 2 (Experimental design layout) 

WHAT IS BEING DONE IN SPAIN REGARDING FUEL MANAGEMENT? 

- fuel breaks 

- mechanical clearing of fuels 

- use of prescribed burning 

- other measures of manage wildland fuels 

‘The red book of Wildland Fire Prevention’ written in 1997 following by Spanish Ministry of 

the Environment - Forest Service alongside Regional and County Forest Services describes actual 

problems and strongly suggests best management actions. A summary can be read in the magazine 

‘Noticias del Mundo’ 13 (July 1997):11-17 devoted to wildland fire issues in Spain and abroad and 

published by Spanish Ministry of the Environment - Forest Service 

From this document and specifically regarding fuel management I would outline: 

1.Problem 

A widespread lack of fuel management 

1. Suggested management action 

Write fuel management plans for higher danger areas and implement them with private and 

public owners. 

Financial support can be obtained through European Union R.1610/89 and PAPIF (Plans for 

Priority Actions against Forest Fires) 

2. Problem 

Marginal agricultural land abandoned and without fuel management 


Prescribed burn these areas 

Financial support similar to previous 

3 Problem


Uncontrolled burns in rangelands traditionally managed with fire 


Transform them in prescribed burns. Write prescription plans for those burns and conduct them 

involving private and public owners and Forest Service and Firefighter Personal 

Financial support similar to previous 

4. Problem 

Uncertainties in fire effects discourage Forest Service to use prescribe burning 


Do more research and spread around the outcomes of experiences 

5. Problem 

Increase fire danger at the urban/wildland interface 


Improve both fuel breaks and fuel management in new and old urban/wildland interface 

6. Problem 

Lack of fuel breaks norms required for different situations 


Write down the standards to follow in each situation 

USE OF FARSITE FOR SIMULATING FIRE SUPPRESSION AND ANALYZING 

FUEL TREATMENT ECONOMICS 

A module was developed to simulate the effects of suppression on fire growth in FARSITE. 

This capability provides one component of a simulation system that could ultimately be used for 

analyzing fire management operations and planning alternatives. Both ground and air attack have 

been incorporated. An example application is described for the Camp Creek Watershed in the 

foothills of the Sierra Nevada, California. This area is typical of the wildland-urban intermix, a 

situation with the greatest potential financial consequences of wildland fire. The effectiveness of 

suppression attack on a wildfire was simulated for two management scenarios: one with the current 

fuel conditions and one with a modest 15-year program of fuel treatments on public lands. Costs to 

both scenarios associated with fuel management and fire suppression were estimated. Crew 

availability and arrival times were estimated from experience in this area. The simulation showed 

that fuel treatments with the specified effects on fuel structure did slow fire growth and thereby 

allowed attack resources to contain the fire more quickly. The economic analysis supports the idea 

that a fuel management program can reduce costs of suppressing wildfires and damages in adjacent 

lands. These simulations showed that it is possible to begin assessing the effectiveness of an 

explicit fuel management program in terms of costs and benefits. More work is needed to replicate 

this kind of analysis with more potential fire scenarios and in other landscapes that have different 

values at risk. Ultimately a goal of this kind of mechanistic simulation is to identify and perhaps 

optimize appropriate landscape-level fuel arrangements that can be put into practice. This is made 

difficult by the many factors that cannot be predicted for a given fire, namely its start location, 

burning conditions, crew availability, and suppression strategy. However, it is hoped that the 

development of realistic tools for simulating the consequences of management activities can lead to 

better decisions regarding fuel and fire management. 

73

74 


RISK OF PRESCRIBED FIRE ESCAPE: BANDELIER NATIONAL MONUMENT 

CERRO GRANDE PRESCRIBED FIRE INVESTIGATION REPORT 

http://www.nps.gov/cerrogrande/ 


EXECUTIVE SUMMARY 

On May 4, 2000, in the late evening, fire personnel at Bandelier National Monument, National 

Park Service, ignited a prescribed fire with an approved plan. Firing and line control occurred 

during the early morning of May 5. Sporadic wind changes caused some spotting within the unit 

and a slopover on the upper east fireline. Because of the slopover the prescribed fire was declared a 

wildfire at 1300 hours on May 5. The fire was contained on May 6 and early on May 7; however, at 

approximately 1100 hours on May 7 winds increased significantly from the west and resulted in 

major fire activity and ultimately caused the fire to move out of control to the east on the Santa Fe 

National Forest. The fire was taken over by a Type 1 team on May 8. 

In its most extreme state on May 10, the Cerro Grande Prescribed Fire was carried by very high 

winds, with embers blowing a mile or more across the fire lines to the north, south, and east, 

entering Los Alamos Canyon towards Los Alamos, New Mexico. The towns of Los Alamos and 

White Rock were in the fire’s path and more than 18,000 residents were evacuated. By the end of 

the day on May 10, the fire had burned 18,000 acres, destroying 235 homes, and damaging many 

other structures. The fire also spread towards the Los Alamos National Laboratory, and although 

fires spotted onto the facility’s lands, all major structures were secured and no releases of radiation 

occurred. The fire also burned other private lands and portions of San Ildefonso Pueblo and Santa 

Clara Pueblo. As of May 17 the fire was uncontrolled and approaching over 45,000 acres. 

Secretary of the Interior Bruce Babbitt formed an interagency Fire Investigation Team on May 

11 to examine events and circumstances from the beginning of planning the prescribed fire until the 

fire was turned over to a Type 1 Incident Management Team on May 8. Furthermore, Secretary 

Babbitt and Secretary of Agriculture Dan Glickman suspended all federal prescribed burning for 30 

days, or longer, west of the 100 th meridian. 

The team based its findings and recommendations on interviews with key personnel and other 

people who witnessed the fire; documents associated with approval and implementation of the 

prescribed fire; on-site observations; and technical analyses of factors including weather, climate, 

and fire behavior. 

The Fire Investigation Team concludes that federal personnel failed to properly plan and 

implement the Upper Frijoles Prescribed Fire, which became known as the Cerro Grande 

Prescribed Fire. Throughout the planning and implementation, critical mistakes were made. 

Government officials failed: 

• To utilize the correct National Park Service complexity analysis process. 

• To provide substantive review of the prescribed fire plan before it was approved. 

• To evaluate conditions adjacent to the prescribed fire boundary with regards to fire 

behavior, fuel conditions, and public safety in the event the fire crossed the planning 

boundaries. 

• To complete and document the onsite review of critical conditions identified in the 

prescribed fire plan prior to ignition. 

• To provide adequate contingency resources to successfully suppress the fire. 

• To provide any wind predictions in the 3-5 day forecast for the periods of May 7 to May 

9. 

• To follow safety policies for firefighters and the public. 

The investigation team believes that the Federal Wildland Fire Policy is sound; however, the 

success of the policy depends upon strict adherence to the implementation actions throughout every 

agency and at every level for it to be effective.


The Cerro Grande Prescribed Fire Investigation Report will be provided to an Independent 

Review Board, which will review the team’s findings and recommendations. 

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TIPOLOGIE E COMPORTAMENTI PARTICOLARI DEL FUOCO: 

RISVOLTI NELLE OPERAZIONI DI ESTINZIONE 

Giancarlo CESTI 

Corpo Forestale Valdostano 

giancarlocesti@tiscalinet.it

78 

INTRODUZIONE. 

Tipologia e comportamenti particolari del fuoco: risvolti nelle operazioni di estinzione 

Fra i tanti aspetti connessi con il settore degli incendi boschivi, o se si vogliono denominare più 

propriamente in senso tecnico, incendi di vegetazione, vi sono quelli correlati alla loro estinzione. 

L’estinzione è una fase della lotta al fuoco che in vari casi, a torto, o viene troppo enfatizzata e 

spinta a dannosi eccessi retorici, oppure è quasi “snobbata” e poco considerata da alcuni gruppi di 

addetti ai lavori. Se tali atteggiamenti sono entrambi poco produttivi, pare invece opportuno 

considerare l’estinzione degli incendi boschivi nella giusta misura, cioè come una fase della lotta al 

fuoco in foresta, sovente ultima possibilità quando le misure precedenti, quali quelle attinenti alla 

prevenzione nel senso più generale del termine, purtroppo non sono risultate sufficientemente 

efficaci. Non bisogna tuttavia dimenticare che tale fase della lotta è senza dubbio la più rischiosa e 

per tale ragione necessita di una particolare preparazione da parte degli addetti, ciò al fine di evitare 

incidenti anche tragici. La fase di formazione ed aggiornamento degli addetti non può prescindere 

dal necessario approfondimento delle conoscenze, che in certi settori, allo stato attuale, sono ancora 

frammentarie o limitate e spesso derivanti da esperienze condotte in laboratorio. Ciò è 

particolarmente vero per tipologie d’incendio difficilmente riproducibili e monitorabili. E’ anche 

per questo che il mondo della ricerca deve mantenere uno stretto dialogo con coloro che 

applicheranno in campo i risultati, ciò anche al fine di meglio comprendere le reali esigenze delle 

forze che operano nello specifico settore d’azione e di raccogliere una sempre maggior mole di 

testimonianze su ciò che realmente accade durante un incendio. 

Una buona preparazione degli operatori dunque non può prescindere dalla conoscenza del 

comportamento del fuoco, conoscenza che tuttavia non può rimanere ad un livello generico e 

superficiale, specie qualora l'operatore rivesta ruoli direttivi o di responsabilità. In effetti le 

situazioni a rischio derivano spesso da comportamenti del fuoco particolari, a volte di occasionale 

osservazione e non raramente di difficile previsione, specie in momenti dove il tempo a 

disposizione è limitato e quando non è raro che regni una certa confusione. Gli imprevisti durante 

la fase di estinzione derivano anche da comportamenti del fuoco poco evidenti, subdoli, che 

tuttavia gli operatori devono conoscere in maniera sufficientemente approfondita, al fine di 

prevedere ed individuare situazioni che divengono difficilmente gestibili in fase operativa. 

Di seguito si esamineranno alcuni aspetti particolari del fuoco in foresta, alcuni dei quali sono in 

diretta correlazione con situazioni ad elevata pericolosità d’incendio e rischio per il personale, 

oppure con situazioni di difficile gestione. Tali aspetti del comportamento del fuoco, anche se 

all’estero sono stati ampiamente studiati e descritti, sui testi italiani vengono spesso solo accennati 

o in certi casi del tutto trascurati. Essi sono riferibili all’evoluzione in chioma dell’incendio, al 

fenomeno dei salti di fuoco o di faville, più conosciuto con il termine anglosassone di spotting, 

nonché agli insidiosi vortici di fiamme. 

FUOCO DI CHIOMA 

a. Definizione e generalità della tipologia 

Il fuoco di chioma è identificabile in quel tipo d'incendio che si estende alle chiome dei vegetali 

adulti presenti nell'area e in certi casi si propaga direttamente fra di esse. Tale definizione è tuttavia 

di carattere generale. In effetti, come si può osservare in campo e come viene chiaramente descritto 

da ricercatori canadesi (Van Wagner, 1977), il fuoco di chioma, pur interessando sempre i 

combustibili aerei del popolamento, si può propagare in maniera molto diversa a seconda dei casi. 

Fondamentalmente si possono individuare tre sottogruppi nella più generale tipologia del fuoco di 

chioma: il fuoco passivo, quello attivo e quello indipendente. Queste tipologie verranno descritte 

più dettagliatamente nel paragrafo c.

. Genesi e caratteristiche 


Il fuoco di chioma si sviluppa inizialmente dall'evoluzione delle fiamme del fronte radente 1 fra 

le chiome. In seguito esso si può propagare direttamente da una chioma all'altra, ma di solito come 

fase evolutiva dell'incendio di chioma iniziato dal fuoco radente. 

Affinché si possa manifestare, il fuoco di chioma necessita di condizioni particolari, 

innanzitutto favorevoli all’evoluzione delle fiamme radenti, condizioni che tuttavia possono 

differire a seconda del sottogruppo tipologico considerato. Esse sono riferibili a fattori diversi che 

si possono riassumere in quelli relativi: 

ai combustibili aerei, in particolare riferentisi ad elementi costitutivi, quali 1) le sostanze 

chimiche contenute, 2) il contenuto idrico, e ad elementi quantitativi, come 3) la distribuzione nello 

spazio 

all'intensità del fronte radente, e quindi indirettamente ai combustibili di superficie ed in 

particolare 1) la distribuzione e il carico d’incendio, e 2) il contenuto idrico 

ai fattori meteorologici ed orografici condizionanti la propagazione dell’incendio. 

LE CARATTERISTICHE DEI COMBUSTIBILI AEREI. La possibilità di evoluzione in chioma 

delle fiamme radenti è strettamente subordinata al tipo di combustibile aereo presente. Le situazioni 

che più frequentemente si incontrano nelle nostre realtà sono riferibili a: 

• foreste di conifere, con c. aerei prevalentemente rappresentati dagli aghi dei pini e degli 

abeti presenti, ed eventualmente da percentuali variabili di rami morti non ancora caduti 

al suolo e licheni; 

• boschi di latifoglie sempreverdi o a foglia caduca in stato di stress idrico, con c. aerei 

prevalentemente rappresentati dalle foglie vive; 

• boschi di querce a foglia semipersistente in fase di riposo vegetativo, individui singoli o 

parti di popolamenti con chiome secche; 

• formazioni vegetali di macchia alta; 

• popolamenti con abbondante presenza di specie lianose con chiome secondarie. 

Nell'ambito di queste diverse situazioni si trovano quindi combustibili di tipo diverso (vivi e 

morti, appartenenti a conifere o latifoglie, ecc., e quindi morfologicamente diversi). Anche se i 

fattori che entrano in gioco sono molti, seppure con influenza diversa da caso a caso, da un punto di 

vista costituzionale hanno una maggiore importanza il contenuto idrico e quello di resine ed oli 

essenziali delle foglie. 

1) Il contenuto di resine ed oli essenziali. Il contenuto chimico di terpeni, dei loro derivati e 

delle altre sostanze contenute nelle resine, varia qualitativamente e quantitativamente a seconda 

delle specie considerate, pur risultando notoriamente più elevato nelle conifere e in molte specie 

sempreverdi tipiche della macchia. Questi composti chimici sono principalmente concentrati sulla 

superficie dei vegetali ed in particolare nelle foglie vive, mentre nei rametti e nelle parti legnose 

sono percentualmente meno presenti. Il contenuto di estrattivi sarebbe inoltre maggiore negli aghi 

più vecchi rispetto a quelli di ultima generazione. Molto importanti sono anche le variazioni 

stagionali degli estrattivi, in particolare risultano significativi gli incrementi al termine del riposo 

vegetativo. Studi effettuati negli Stati Uniti su Pinus clausa, hanno dimostrato che i terpeni hanno 

raggiunto i massimi al termine della stasi vegetativa (per Pinus clausa a marzo), con una 

diminuzione del loro contenuto nella primavera inoltrata, il raggiungimento del minimo a giugno e 

quindi una nuova graduale risalita durante l’estate. 

La presenza di questi composti chimici, dotati di un maggiore potenziale calorico (7700-8500 

cal/g) rispetto alla semplice cellulosa (3700-3850 cal/g), favorisce una maggiore liberazione di 

1 Nota. La possibilità che il fuoco di chioma inizi direttamente fra i rami degli alberi teoricamente non è 

impossibile, in pratica è estremamente improbabile in situazioni normali. 

79

80 


calore e quindi un più efficiente preriscaldamento dei combustibili antistanti. Avendo un punto di 

ebollizione molto basso, i terpeni volatilizzano rapidamente, liberandosi dai vegetali già durante la 

fase di preriscaldamento. In effetti è sufficiente riscaldare aghi di pino a temperature di 60-70°C 

per avvertire il classico odore degli oli essenziali. In certi casi, tale fatto, può contribuire alla 

formazione di miscele combustibili già prima dell’arrivo delle fiamme. Inoltre i terpeni sono tra i 

primi composti distillati nella fase di pirolisi. 

2) Contenuto idrico dei combustibili aerei. E’ un fattore importante nella genesi del fuoco di 

chioma, ma per considerarlo correttamente è opportuno esaminare separatamente il contenuto 

idrico dei combustibili aerei vivi e di quelli morti. 

a) Combustibili aerei vivi. In linea generale si ammette che il fogliame ormai maturo, ma ancora 

in fase di crescita e pieno turgore, abbia valori del contenuto idrico intorno al 200%, mentre questi 

scendono al 100% nelle foglie mature ormai simili a quelle dei precedenti cicli vegetativi. Ci si 

aggira intorno al 50% quando le foglie mostrano variazioni cromatiche, ad esempio all'inizio del 

riposo vegetativo. La soglia del 100% sarebbe quella oltre la quale la chioma del singolo albero 

può bruciare solo se sufficientemente preriscaldata dal basso. Relativamente al fuoco di chioma in 

conifere, durante incendi sperimentali, autori canadesi hanno trovato valori del contenuto idrico 

variabili da 80% a 135%, con minimi intorno al 78-112%. D’altronde in Pinus clausa (Florida) i 

valori minimi normali variano intorno al 120%, mentre durante gli incendi estivi della Greater 

Yellowstone Area, intorno a metà agosto 1988 le variazioni erano, in Pinus contorta, tra il 96% e il 

118% per gli aghi vecchi, e del 117-148% per gli aghi dell’annata. Le chiome delle conifere (Abies 

lasiocarpa e Picea glauca), con umidità inferiori al 50%, possono già venire accese da piccole 

fonti d’innesco ed addirittura per Pinus sylvestris tale soglia è situata già a contenuti idrici del 65%. 

In Valle d’Aosta estesi incendi nelle pinete di silvestre si sono manifestati con contenuti idrici 

relativamente elevati (130% per gli aghi dell’annata e 115% per gli aghi vecchi), seppure in 

condizioni di propagazione molto favorevoli. Con umidità più basse (105-115% aghi annata e 92- 

100% aghi vecchi) il passaggio in chioma del fuoco è stato invece molto più repentino e la maggior 

parte dei pini presenti negli incendi è stata interessata da fuoco in chioma. Il valore del contenuto 

idrico dei combustibili fogliari al quale si verifica il passaggio in chioma del fuoco varia tuttavia 

anche in funzione di altri fattori, quali l’intensità del fronte radente e la distanza delle chiome da 

terra (vedi figura 1). 

Il contenuto idrico fogliare tuttavia può subire variazioni su tempi molto ridotti e per tale 

ragione i valori appena indicati possono servire unicamente per un’indicazione di carattere 

generale. In effetti le piante possono modificare il contenuto di acqua della parte fogliare mediante 

un richiamo di liquidi da altre parti del vegetale, ad esempio da rami limitrofi. Questo fatto 

permette, durante la fase di preriscaldamento, di aumentare progressivamente l'entità della 

traspirazione e di conseguenza (seppure limitatamente nel tempo) diminuire l'infiammabilità della 

chioma. Il richiamo di acqua verrebbe effettuato in un tempo relativamente breve, tanto che 

COHEN, OMI e ROTHERMEL (1989) hanno trovato che aumenti notevolissimi si hanno già dopo 

un minuto di preriscaldamento, anche se i massimi vengono raggiunti tra i 5 ed i 7 minuti. Questi 

comunque si hanno dopo che la foglia ha già subito variazioni cromatiche, mentre il richiamo 

diminuisce solo dopo che questa si è ormai accartocciata ed al tatto risulta "fragile". Nel caso 

dell'incendio questo richiamo si traduce in un aumento della quantità di energia termica assorbita 

dal combustibile, in virtù della maggiore quantità di acqua da vaporizzare. Tale trasporto è 

possibile solo nelle piante in buone condizioni vegetative e non in individui sottoposti a stress 

idrico conseguente a lunghi periodi di siccità. 

Inoltre si deve considerare che i contenuti idrici nei pini differiscono a seconda dell’età dell’ago 

considerato, risultando maggiori negli aghi più recenti e sensibilmente inferiore in quelli delle 

annate precedenti. 

b) Combustibili aerei morti. Ai fini del passaggio in chioma dell’incendio radente rivestono 

importanza le porzioni di chioma secche (parte fogliare), nonché rami di piccole dimensioni nella


parte inferiore del fusto o all’interno della chioma. Il loro contenuto idrico varia sensibilmente 

rispetto a quelli vivi prima esaminati, sia quantitativamente, sia per ciò che concerne la variazione 

nel tempo. 

I combustibili morti rispondono ai fattori atmosferici su tempi molto brevi, e in questo caso 

ancora più ridotti rispetto a quelli di superficie, data la maggiore influenza dei fattori essiccanti (ad 

esempio il vento) e la minore influenza di quelli potenzialmente idratanti (ad esempio l’effetto 

idratante del suolo). Nei boschi (in particolare nelle zone periferiche dove i parametri meteorologici 

influenti sono meno mitigati dalla copertura arborea) i combustibili aerei morti risultano perciò tra i 

primi ad essere disidratati. 

Figura 1. Correlazioni fra contenuto idrico fogliare (famiglia di curve), intensità del fronte di fiamma radente 

(ordinate) e distanza delle chiome vive da terra (ascisse). Tratta da ROTHERMEL (1983). 

DISPOSIZIONE DEI COMBUSTIBILI AEREI. L’evoluzione e la successiva propagazione del 

fuoco di chioma, risultano strettamente subordinate alla disposizione dei combustibili aerei, sulla 

base di una stratificazione verticale e di una distribuzione in senso orizzontale. 

1) Stratificazione verticale. La distanza dei combustibili dal terreno è molto variabile e può 

venire considerata in maniera diversa. In effetti essa varia ampiamente, ad esempio dai casi in cui i 

primi palchi vivi sono adiacenti al suolo (es. individui giovani isolati in zone incolte o in posizioni 

periferiche del popolamento) a quelli in cui la distanza da terra supera anche i 10-15 m (es. 

individui adulti in popolamenti di sufficiente densità). La distanza non va comunque solo riferita ai 

palchi vivi, ma deve considerare anche i rami morti, ma ancora attaccati al fusto (solitamente ormai 

privi della parte fogliare), specie se di diametro relativamente contenuto (ad esempio conifere 

giovani in popolamenti molto densi possono presentare rami morti praticamente fino a poche 

decine di centimetri dal suolo). Solitamente i rami morti sono abbastanza corti e risultano 

concentrati nella parte più interna della chioma. Questi infatti appartengono ai combustibili morti e 

sovente rappresentano il “ponte” principale per la risalita del fuoco fra le chiome vive (vedi figura 

81

82 


2). Dunque esaminando il singolo individuo arboreo si devono valutare: distanza dei palchi vivi e 

distanza dei rami morti dal terreno. 

Figura 2. A sinistra, sezione schematica di chioma di una conifera. La chioma viva solitamente occupa la 

parte più esterna, mentre i rami morti (chioma morta), qualora presenti, tendono ad occupare la parte 

interna della chioma ed eventualmente quella più bassa. A destra sono illustrati due casi particolari: 

1) chioma ad elevata distanza dal suolo, 2) chioma di individuo cresciuto su terreni in pendenza con 

palchi relativamente irregolari, più sviluppati nella parte a valle. 

Considerando il popolamento nella sua globalità, i due casi estremi più tipici si incontrano nelle 

fustaie di conifere coetanee ed in quelle disetanee. Nelle prime, specie se con individui già adulti, 

solitamente esiste una netta separazione tra i palchi vivi della chioma ed i combustibili di superficie 

della lettiera (tranne nei casi in cui la presenza di uno strato dominato annulla tale discontinuità). 

La distanza può raggiungere e superare anche i 10 m nei boschi in buona condizione vegetativa e i 

rami secchi ancora attaccati alle parti basse del fusto sono spesso rari o inesistenti, specie con 

individui arborei di una certa età. Sono queste le situazioni che proteggono maggiormente la foresta 

dal pericolo di una distruzione totale, specie se il popolamento è denso e con scarso sottobosco 

arbustivo. Tali condizioni non sono proprie dei soli boschi di conifere, ma anche di quelli di 

latifoglie, di cui un esempio tipico è rappresentato dai boschi adulti e densi di Quercus ilex. 

Una situazione molto diversa si ha nei boschi disetanei, dove una stratificazione verticale è 

raramente individuabile. In questi popolamenti le chiome dei vari strati si sovrappongono e 

risultano interconnesse fra loro, a volte intrecciandosi anche con lo strato arbustivo, ad esempio nei 

casi dove le essenze della macchia costituiscono il sottobosco. In pratica risulta evidente uno strato 

continuo di combustibili aerei, che si eleva in maniera più o meno continua, dal terreno fino 

all'apice delle chiome dominanti. La risalita del fuoco non incontra gli ostacoli rappresentati dalle 

interruzioni dei popolamenti coetanei. Le condizioni di disetaneità in un bosco rappresentano una 

situazione a rischio elevato per il verificarsi d'incendi di chioma ad alta intensità, difficilmente 

controllabili e soprattutto distruttivi nei confronti del popolamento stesso. 

Indipendentemente dalle due situazioni appena accennate, i ponti tesi a favorire l’evoluzione del 

fuoco radente ai combustibili aerei sono molteplici, e oltre al novellame, isolato o a gruppi, ed ai 

cespugli del sottobosco, si possono ricondurre alla presenza di muschi e licheni o di liane. Questi 

ultimi combustibili sono perlopiù da considerare nella genesi del fuoco passivo. 

liane. Rappresentano pericolosi ponti di collegamento e in certi casi (specie su individui secchi 

o deperienti) formano chiome secondarie che possono dare origine a reazioni esplosive che tuttavia 

spesso rimangono episodi spazialmente isolati; 

licheni. Più dei licheni aderenti al tronco, che tuttavia possono favorire la risalita del fuoco 

lungo il fusto, sono insidiosi quelli “appesi” sui rami più bassi (barbe di bosco, Usnea sp.) che


rappresentano un particolare tipo di combustibile facilmente disidratabile e ben esposto al 

preriscaldamento del fronte radente. 

Un parametro che riveste notevole importanza nel passaggio del fuoco in chioma è la densità 

della chioma stessa. Quest’ultima può venire espressa in termini di peso/volume. Van Wagner 

(1977) utilizzando i kg/m³, come unità di misura della densità di massa per le chiome dei pini, ha 

trovato valori tra 0,23 e 0,26 per Pinus resinosa (pinacea ad ago lungo), tra 0,04 e 0,12 per Pinus 

banksiana (pinacea ad ago corto). Da ciò consegue che conifere ad ago lungo presentano una 

maggiore densità rispetto a quelle ad ago corto. 

Tuttavia la densità di una chioma non deve essere considerata solo in relazione alla dimensione 

degli aghi, ma anche e soprattutto alla spaziatura fra i diversi ordini di palchi. Così ad esempio una 

pianta con chioma rada ed irregolare ha meno probabilità di avvampare totalmente in fasi passive 

rispetto ad una con palchi più regolari e ravvicinati e quindi di maggiore densità. Per la prima è 

necessaria una quantità di calore più elevata e sono probabili solo abbruciamenti isolati di rami 

singoli, mentre nelle chiome più regolari è molto frequente che la chioma bruci nella sua totalità o 

perlomeno in maniera completa nella parte più esposta al preriscaldamento da parte del fronte 

radente. 

2) Distribuzione orizzontale. Relativamente alla distribuzione orizzontale gli scenari sono da 

correlare alla densità del popolamento, nonché alle specie presenti ed al loro stato fenologico. 

• In boschi formati da specie sempreverdi (sia conifere che latifoglie), i combustibili aerei 

fogliari sono sempre presenti e se contigui fra loro, permettono al fuoco di propagarsi agevolmente 

da una chioma all'altra. La situazione è diversa nei boschi misti di specie sempreverdi e 

caducifoglie. In questi popolamenti la continuità dei combustibili fogliari è caratteristica solo nelle 

stagioni di attività vegetativa, mentre durante i periodi di riposo sono presenti interruzioni più o 

meno ampie, che corrispondono alle aree occupate dalle specie caducifoglie. Tuttavia vanno 

sempre considerati i diversi contenuti idrici fogliari, variabili a seconda della specie e del periodo 

vegetativo e quindi determinanti una differente propensione delle chiome a bruciare. Le querce a 

foglia semipersistente (Quercus pubescens) sono simili alle specie sempreverdi, dato che l'assenza 

della parte fogliare è limitata a poche settimane. Si tenga tuttavia presente che la parte fogliare di 

queste specie col progredire delle stagioni varia il gruppo combustibile di appartenenza, visto che 

inizialmente le foglie sono combustibili vivi e successivamente diventano c. morti, seppure ancora 

attaccati ai rami. 

• La densità del popolamento ed in particolare la distanza fra i singoli alberi o gruppi di 

alberi è l’altro fattore che determina la continuità orizzontale dei combustibili aerei. Se la 

formazione è infraaperta e quindi esiste un considerevole spazio tra gli alberi o i gruppi formati da 

questi, la continuità risulta interrotta ed il fuoco non può propagarsi direttamente da una chioma 

all'altra. In questi popolamenti è tipico l'incendio di chioma passivo. La distanza fra gli individui 

arborei sufficiente ad impedire l’incendio attivo/indipendente è diversa a seconda della presenza o 

assenza di vento, oppure del grado della pendenza. In effetti va considerata la quantità di calore che 

investe la chioma e quindi l’inclinazione dei flussi convettivi. 

Nei boschi sufficientemente densi la continuità è invece presente e non si hanno significative 

interruzioni dei combustibili aerei. Tale fatto crea le condizioni affinché il fuoco possa propagarsi 

con tipologie attive o indipendenti. 

INTENSITÀ DEL FRONTE RADENTE. Oltre ai fattori correlati ai combustibili aerei visti in 

precedenza, risulta fondamentale soprattutto nella genesi del fuoco di chioma passivo, l’intensità 

del fronte radente, visto che rappresenta la fonte dell’energia necessaria al preriscaldamento e 

all’accensione dei combustibili aerei. Tale intensità è strettamente dipendente dalle caratteristiche 

dei combustibili di superficie nel sottobosco, nella fattispecie dalla distribuzione e quantità (quindi 

dal carico d’incendio) e dal loro contenuto idrico. 

83

84 


1) Distribuzione e carico d’incendio dei combustibili di superficie nel sottobosco. A prescindere 

dai combustibili di superficie costituenti la lettiera, su cui si ritornerà più avanti, fra i maggiori 

indiziati nel passaggio in chioma delle fiamme vi sono gli arbusti del sottobosco. E’ la loro 

distribuzione che condiziona localmente il carico d’incendio e quindi l’intensità e la regolarità del 

fronte radente. 

Normalmente la consistenza del sottobosco arbustivo dipende dalle caratteristiche del bosco 

considerato, in particolare dalla sua densità e dal grado di copertura delle chiome. Con coperture 

dense gli arbusti sono pochi, sparsi, con piccole chiome rade 2 , e il loro contributo all’intensità del 

fronte di fiamma sporadico e poco significativo. Situazione diversa si ha nei boschi radi o degradati 

da avversità varie. L’apertura delle chiome permette lo sviluppo di una flora arbustiva eliofila (rovi, 

rose, ginestre, specie lianose, ecc.), concentrata nelle zone a minore densità arborea, con notevole 

aumento locale del carico d’incendio. Inoltre nelle zone mediterranee gli arbusti appartengono a 

specie della macchia la cui infiammabilità è ben nota. La presenza di fittissimi gruppi di novellame, 

frequente nelle pinete specie dopo il passaggio di incendi, crea concentrazioni pericolose di 

combustibili altamente infiammabili. Il carico d’incendio arbustivo si eleva quindi in queste zone a 

minore copertura, con valori che nelle chiarie possono elevarsi anche notevolmente ed avvicinarsi a 

quelli dei cespugliati in zona aperta. Tali incrementi possono risultare solo localizzati, oppure 

diffusi a tutto il popolamento in caso di coperture rade o infraaperte. 

A livello della lettiera sono invece insidiosi gli ammassi di necromassa più o meno decomposta, 

quali le lettiere accumulate dal vento, le cataste di ramaglia o di legna da ardere, ecc.. Questi 

accumuli danno origine a pericolosi aumenti locali d’intensità, di solito con tempi di combustione 

prolungati, con la possibilità di maggiore e veloce preriscaldamento delle chiome. L’aumento del 

carico d’incendio in questi casi è solitamente molto localizzato, ma in qualunque modo localmente 

insidioso. 

2) Contenuto idrico dei combustibili di superficie. Il contenuto idrico dei cespugli del 

sottobosco è sensibilmente più elevato di quello degli arbusti cresciuti in zona aperta 3 e tale fatto ne 

diminuisce le possibilità di accensione. In effetti nel sottobosco le variazioni del contenuto idrico 

sono meno drammatiche rispetto a quelle che si verificano nei cespugli delle zone scoperte, dato 

che la copertura forestale contribuisce a mitigare i massimi termici ed i minimi igrometrici 

giornalieri. Per questa ragione si riduce l'evapotraspirazione in modo proporzionale alla densità ed 

alla continuità della copertura arborea. Inoltre l'azione regimante della foresta favorisce una 

maggiore ritenzione idrica del terreno, e quindi l'acqua è disponibile in quantità e per un tempo 

maggiore rispetto a quella di cui possono disporre gli arbusti posti in zone aperte per le loro 

necessità metaboliche. 

Gli effetti di tale situazione microclimatica si riflettono anche sui combustibili morti del 

sottobosco, che raggiungono bassi valori d'idratazione più tardi di quelli che sono siti in zone 

aperte. Un fattore che influisce direttamente sul contenuto idrico dei combustibili è anche la 

mancanza di insolazione diretta sulla loro superficie, situazione che ne diminuisce la temperatura 

superficiale e quindi l’evaporazione dell’acqua contenuta. 

3) permanenza della fonte di preriscaldamento. Nella genesi del fuoco di chioma, oltre alla 

semplice intensità lineare del fronte radente, relativamente alla fonte di preriscaldamento, va 

considerata la sua permanenza nel tempo in un dato luogo, che in pratica si traduce nella quantità 

2 Nota. In un’indagine effettuata su Juniperus sabina (area alpina a circa 1000 m di quota) i 

campioni raccolti in due zone adiacenti, di cui una aperta e direttamente esposta al sole e l’altra 

sotto copertura arborea, hanno mostrato una netta differenza fra i vegetali raccolti in 13 

campionamenti, verosimilmente simili nel volume di rametti raccolti. I pesi secchi dei campioni al 

sole sono risultati in media più pesanti del 44 % rispetto a quelli in pineta. 

3 Nota. Riferendosi all’indagine riportata nella nota precedente, effettuata tra agosto 2001 e luglio 

2002, i ginepri all’ombra hanno mostrato in media un contenuto idrico del 97,4% rispetto al 87,6% 

di quelli in zona aperta (vedi figura 3).

130 

120 

110 

100 

90 

80 

70 

60 

50 


totale di calore che viene assorbita dai combustibili aerei della chioma. In effetti, un fronte radente 

già d’intensità media, ma velocissimo nel suo avanzamento, paradossalmente fornisce meno calore 

di uno ad intensità minore ma a maggiore tempo di permanenza sotto la chioma. Tuttavia i fronti ad 

elevata velocità di propagazione risultano anche ad alta intensità, visto che l’intensità dipende 

anche dalla velocità di propagazione 4 . In molti casi quindi la minore potenzialità di 

preriscaldamento nel tempo viene compensata dalla maggiore intensità. 

contenuto idrico % 

Contenuti idrici di juniperus sabina 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 

campionamenti 

85 

Zona aperta 

Zona boscata 

Figura 3. Andamento dei contenuti idrici di Juniperus sabina in zona aperta e boscata, relativi al periodo 

agosto 2001 - luglio 2002. I campionamenti sono stati effettuati ogni 15 giorni circa. Dati Corpo 

Forestale della Valle d’Aosta. 

In certi casi i focolai stazionari la cui combustione si prolunga nel tempo, anche se sviluppano 

emanazioni termiche non eccessive, sottopongono sempre le stesse chiome al calore di convezione 

da essi generato. Data la prolungata opera di preriscaldamento e la progressiva disidratazione, si 

può quindi giungere a condizioni tali per cui le chiome risultano predisposte a bruciare diverso 

tempo dopo il passaggio del fronte radente. Un esempio tipico di questi casi è rappresentato dalle 

cataste di ramaglia o legna da ardere site in zone boscate. Tuttavia, con cataste non troppo 

ravvicinate, il preriscaldamento è notevolmente localizzato e solitamente predispone a reazioni 

esplosive localizzate. Con cataste frequenti e ravvicinate si possono avere facilmente tipologie di 

tipo attivo. 

I FATTORI METEOROLOGICI ED OROGRAFICI. Il contesto ambientale in cui si possono 

manifestare le tipologie in chioma è determinante per alcune di esse. In effetti se per la 

propagazione del fuoco di chioma passivo non necessariamente devono essere presenti fattori 

dell’ambiente esterno favorevoli all’incendio oltre a quelli citati in precedenza, per gli incendi di 

chioma attivi, ma soprattutto indipendenti, la situazione è diversa. Molto difficilmente si 

4 Nota. L’intensità secondo la formula di Byram si può calcolare tramite la seguente formula: 

I = 0,007 HWR 

dove I è l’intensità in KW/m 

H è il potenziale calorico del legno in cal/g 

W è il carico d’incendio in t/ha 

R è la velocità di propagazione in m/min.

86 


sviluppano questi due ultimi tipi d’incendio in assenza di vento di sufficiente forza oppure di 

pendenze accentuate. 

1) Vento. Il vento è senza dubbio il fattore indispensabile per la propagazione di incendi 

indipendenti in zone pianeggianti, anche se esercita un ruolo importante anche sugli incendi attivi. I 

suoi metodi di azione sono del tutto simili a quelli esercitati su una normale fonte di combustione, 

come ad esempio un fronte radente, ma nello specifico caso dell’incendio di chioma è richiesta una 

certa forza del vento, specie per spostare lateralmente i flussi convettivi che, data la notevole 

intensità del focolaio d’origine, tendono a salire verticalmente piuttosto che a spostarsi lateralmente 

preriscaldando le chiome adiacenti. In questo caso sarebbe solo il calore d’irraggiamento a 

preriscaldare le chiome antistanti. Dunque è solo con venti di una certa forza che l’incendio ha una 

seria possibilità di propagarsi con tipologia indipendente. Alcuni ricercatori hanno individuato la 

soglia dei 30-35 km/h di velocità del vento come quella al di sotto della quale gli incendi ad alta 

intensità rimangono del tipo stazionario, senza che il vento eserciti un’azione determinante sulla 

loro propagazione al suolo. 

La propagazione determinata dal vento avviene secondo canoni abbastanza regolari, con aree 

bruciate dalla morfologia caratteristica, simili a lingue lunghe e strette con asse maggiore 

coincidente con la direzione prevalente del vento al momento della fase parossistica. 

2) Pendenza. E’ l’altro fattore che influisce sulla propagazione del fuoco di chioma. Con 

pendenze molto accentuate le chiome degli alberi risultano in parte sovrapposte fra loro e la 

situazione è ottimale per generare un preriscaldamento molto efficiente, se non per favorire il 

diretto contatto fra le fiamme e la chioma situata sopra a quella ardente. Quando influisce come 

unico fattore determina una propagazione secondo la linea di massima pendenza, con quadri 

morfologici molto simili a quelli determinati dal vento. 

Nelle zone alpine i due fattori favorenti la propagazione appena citati risultano spesso in diretta 

correlazione fra loro. In effetti gli incendi sui versanti collinari o vallivi, spesso si propagano in 

condizioni di vento, che nelle vallate per effetto d’incanalamento assume una direzione 

perpendicolare alla linea di massima pendenza. Lo scenario che ne deriva porta alla combinazione 

dell’effetto della pendenza e del vento, con una risultante nella propagazione che coincide con una 

linea più o meno obliqua sul versante. In questa situazione i fianchi rivestono maggiore importanza 

in quanto possono venire alternativamente favoriti oppure ostacolati, specie quando il vento soffia a 

raffiche. In effetti durante la raffica viene favorito il fianco più a valle, mentre nell’intervallo fra le 

pulsazioni la pendenza favorisce quello più a monte. In questo modo è facile che si verifichi 

un’alternanza di fuoco attivo e indipendente, con un’area bruciata che in questo caso risulterà 

molto più ampia dei casi precedenti e facilmente interesserà buona parte del versante. 

c. Suddivisione in sottogruppi tipologici e casi particolari 

I più autorevoli studiosi del comportamento del fuoco dividono il gruppo degli incendi di 

chioma in tre sottogruppi definiti come fuoco passivo, attivo e indipendente. Da un punto di vista 

scientifico e didattico tale classificazione è chiara ed utile. Tuttavia è necessario precisare che da un 

punto di vista pratico, ad esempio osservando l’incendio durante la fase di estinzione non sempre si 

possono apprezzare le necessarie differenze, sovente a causa della cattiva posizione di 

osservazione, del fumo che impedisce la visuale, della poca possibilità di un’osservazione attenta e 

concentrata, ecc.. In particolare è difficile apprezzare il reale comportamento del fuoco nelle fasi di 

fuoco attivo e indipendente, che spesso si alternano fra loro in uno scenario molto evolutivo e non 

raramente confuso. Così accade che fasi attive vengono impropriamente descritte come fasi 

indipendenti, che in realtà sono abbastanza rare e limitate nel tempo. 

FUOCO DI CHIOMA PASSIVO. L’accensione dei palchi delle chiome avviene ad opera del 

preriscaldamento effettuato dal fronte radente (in genere di lettiera o sottobosco arbustivo), che con 

il calore di convezione liberato dalle fiamme nel sottobosco disidrata i combustibili delle chiome e


li porta fino alla temperatura di accensione (vedi figura 4). Per tale ragione l’avanzamento del 

fuoco nelle chiome è subordinato a quello del fronte radente, anche se episodi di spotting possono 

influire sulla propagazione di quest’ultimo. 

Figura 4. Esemplificazione del fuoco di chioma passivo. Si noti la contemporaneità spaziale del fronte 

radente e della reazione esplosiva in chioma, oltre alla discontinuità dei combustibili aerei. Tratta da 

CESTI, CERISE (1992). 

L’altezza della fiamma normalmente è inferiore alla decina di metri (nel caso d’interessamento 

di palchi isolati difficilmente supera alcuni metri), ma in certe occasioni può raggiungere e superare 

valori di 15-20 m, specie nella combustione di gruppi di alberi. Quindi le intensità raggiunte nelle 

reazioni esplosive (chiamate dagli autori anglosassoni, torching) nella norma non sono molto alte, 

ma in casi particolari, caratterizzati da carichi d’incendio localmente molto elevati, particolari 

disposizioni dei combustibili nelle chiome, turbolenze o vortici, ecc., esse si possono elevare 

notevolmente, anche se in maniera localizzata. Effettuare la valutazione dell’intensità media del 

fronte è abbastanza difficile, data la limitatezza spaziale delle reazioni esplosive e la variabilità 

delle situazioni. Tuttavia calcoli non molto distanti dalla realtà indicano per le reazioni esplosive, 

intensità comprese fra i 3.000 e i 15.000 kW/m, anche se in casi specifici tali valori possono venire 

superati. 

La larghezza del fronte di fiamma è in genere limitata a pochi metri comprendendo il fronte 

radente e la larghezza della chioma interessata. Si tenga inoltre presente la sua variabilità nel 

tempo, visto che in certi momenti coincide con quella del fronte radente (quindi con fuoco di 

chioma non in atto), mentre in altri comprende anche le reazioni esplosive. Il fronte è tipicamente 

irregolare, essendo costituito da un succedersi di reazioni esplosive d’intensità medio-alta, alternate 

a fasi con propagazione solo radente. 

Circa le velocità di propagazione, nella maggior parte dei casi si deve fare riferimento a quella 

dell’incendio radente, anche se in questo caso non sono da sottovalutare i fenomeni di spotting che 

possono contribuire ad un più rapido ed irregolare avanzamento delle fiamme. E' difficile 

comunque che in questi incendi si registrino velocità molto elevate, anche considerato che il fronte 

radente in genere ha velocità più contenute nelle zone boscate rispetto a quelle in aree aperte. E’ 

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88 


una tipologia che si può manifestare in tutte le parti dell’incendio, anche se con maggiore frequenza 

sulla testa. Tuttavia con una favorevole disposizione dei combustibili di superficie ed aerei è 

tutt’altro che infrequente anche sui fianchi e sulla coda. 

L’andamento si può definire in un certo senso “pulsante”, dato che alle reazioni esplosive nelle 

chiome (in genere limitate a parti della chioma, alberi singoli o piccoli gruppi di alberi) si alternano 

fasi di fuoco radente (vedi figura 5). 

Figura 5. Casi diversi di interessamento della chioma di conifere nel fuoco passivo. 1) Chioma irregolare con 

palchi distanziati, vento debole, interessamento limitato di alcuni rami; 2) Chioma regolare, vento 

forte, interessamento totale della parte bassa della chioma; 3) Chioma “colonnare”, vento assente o 

debole, interessamento totale della chioma. 

Tale comportamento del fuoco si ha perché la combustione isolata delle singole chiome non è in 

grado di fornire una emanazione termica sufficiente a preriscaldare ed accendere gli alberi 

antistanti (data l’elevata distanza tra questi ultimi e quelli in fiamme), e quindi a permettere la 

propagazione del fuoco direttamente da una chioma all’altra. E’ quindi tipico di popolamenti di 

resinose radi, siti in zone pianeggianti o in condizioni di calma di vento, nonché nei fronti di 

fiamma in pineta che avanzano contropendenza. Anche in molte latifoglie sempreverdi è una 

tipologia possibile, in particolare in certe specie (Quercus ilex, Q. suber, Q. pubescens, Eucalyptus 

ssp., ecc.), anche se in molti casi l’interessamento è limitato a singoli palchi. Va tuttavia 

sottolineato che, entro certi limiti, pur persistendo le stesse condizioni del popolamento arboreo 

(disposizione, distanza degli alberi, ecc.), variando i fattori favorenti la propagazione (ad esempio 

con vento forte o pendenza accentuata) l’evoluzione a incendio attivo o indipendente è comunque 

possibile. 

L'insorgenza di fuoco di chioma passivo deve venire considerata con molta attenzione. In effetti 

può rappresentare un indice delle condizioni propizie ad un’accensione dei combustibili aerei su 

scala più generale. Quindi può essere solo la distribuzione irregolare delle piante ad impedire 

l'insorgenza di un fronte attivo o indipendente ed è sufficiente una maggiore continuità degli alberi 

per sviluppare queste temibili tipologie. In molte occasioni è stato notato che pericolose fasi di 

propagazione attive e indipendenti sono state precedute da ricorrenti episodi di fuoco passivo. Per 

permettere tali evoluzioni è comunque determinante la presenza del vento o della pendenza. In 

effetti in assenza di questi due fattori non si potrà sviluppare un incendio indipendente, ma nella 

peggiore delle ipotesi un fronte attivo, che come si vedrà più avanti è meno veloce. Con venti forti, 

non appena variano le condizioni del combustibile, è invece molto probabile che al fuoco passivo 

seguano fronti indipendenti.


FUOCO DI CHIOMA ATTIVO. In Italia viene anche chiamato da alcuni autori “fuoco a 

barriera”, visto che spesso il fuoco si presenta come una barriera di fiamme avanzanti nella totalità 

dello strato combustibile (vedi figura 6). 

Figura 6. Esemplificazione del fuoco di chioma attivo. In questo caso la stretta interdipendenza fra il fronte 

radente e quello in chioma difficilmente permette di riconoscerne l’individualità. Tratta da CESTI, 

CERISE (1992). 

In pratica rappresenta uno stadio intermedio, idealmente collocabile fra la tipologia passiva e 

quella indipendente, quasi la fase di passaggio fra le due tipologie, anche se da un punto di vista 

strettamente tecnico tale semplificazione può essere discutibile. In questa tipologia d’incendio 

permane il parallelismo nell’avanzamento del fronte radente nei combustibili di superficie e del 

fronte in chioma fra quelli aerei. Tuttavia il rapporto tra fronte radente e quello in chioma non è più 

da vedere come una stretta dipendenza genetica del fronte in chioma da quello radente, come nel 

fuoco passivo, ma piuttosto come un sinergismo fra le fiamme nelle chiome e quelle sulla 

superficie del terreno. Buona parte dell’energia necessaria al preriscaldamento dei combustibili 

antistanti (sia di superficie che aerei) viene fornita dal fuoco nelle chiome (l’irraggiamento di 

quest’ultimo esercita un notevole effetto anche a livello del terreno, contribuendo all’accensione 

della totalità del materiale vegetale presente al suolo) ed il sinergismo con il fronte radente 

permette di raggiungere una quantità di energia sufficiente per mantenere la propagazione parallela 

delle fiamme. 

89

90 


L’altezza media della fiamma in genere supera i 10 m, ma può raggiungere ed in certi casi 

superare i 20-25 m. Le intensità raggiungibili da questi fronti sono già notevolmente elevate, specie 

se i popolamenti presentano un elevato rapporto combustibili morti/vivi e carichi d’incendio 

elevati. Una valutazione dell’intensità media del fronte è più verosimile del caso precedente, 

seppure difficilmente valutabile con precisione. I valori trovati da sperimentatori canadesi in prove 

effettuate in campo, forniscono valori compresi fra i 18.000 ed i 23.000 kW/m. Tuttavia è facile 

supporre che tali soglie possano facilmente venire superate qualora il carico d’incendio tenda ad 

aumentare e in particolari condizioni di propagazione. 

La larghezza del fronte è più elevata rispetto alle tipologie d’incendio viste finora, visto che il 

bosco arde nella sua totalità. E’ quindi facile che si raggiungano larghezze di decine di metri, anche 

in rapporto alla quantità ed alla distribuzione dei combustibili pesanti o di accumuli di combustibili 

leggeri accesisi. La regolarità del fronte è maggiore rispetto al fuoco passivo, sempre considerando 

condizioni dei combustibili, meteorologiche ed orografiche relativamente costanti, ma anche in 

questo caso l’accensione di gruppi di piante può elevare localmente la fiamma rispetto alla loro 

altezza media. E’ una tipologia tipica della testa dell’incendio, ma in certe condizioni può 

manifestarsi anche sul fianco a più veloce avanzamento. 

Le velocità di propagazione sono variabili (da 10 a 30 m/min’), ma in occasione di incendi 

propagantisi in favore di pendenza sono stati registrati valori intorno ai 35-40 m/min’, peraltro in 

fasi dell'incendio al limite della transizione verso la fase indipendente. Infatti è facile che 

incrementi della velocità tendano a propagare il fuoco con tipologia indipendente, svincolandolo 

dal fronte radente. 

Le condizioni strutturali del popolamento arboreo affinché si possa verificare tale tipo di fuoco, 

devono garantire un carico d'incendio di superficie sufficiente a sviluppare un fronte di fiamma di 

notevole intensità, una distanza delle chiome dal terreno solo moderatamente alta, un basso 

contenuto di acqua della parte fogliare ed una densità degli individui arborei sufficiente a 

mantenere il fronte in chioma in propagazione. 

FUOCO DI CHIOMA INDIPENDENTE. Questo tipo di fuoco è senza dubbio una delle 

manifestazioni più violente dell’incendio boschivo e sicuramente è la tipologia più pericolosa per 

gli addetti antincendio operanti sul sinistro. La propagazione del fuoco fra le chiome avviene 

completamente svincolata dal fronte radente, e direttamente da una chioma all'altra (vedi figura 7). 

Figura 7. Esemplificazione del fuoco di chioma indipendente e dei principali fenomeni associati, quali la 

formazione di focolai secondari avanzati (su medie distanze) e in maggior numero su distanze più 

ridotte. Tratta da CESTI, CERISE (1992).


Questo fatto è possibile dato che il calore liberato dalla combustione delle piante è sufficiente 

per preriscaldare ed accendere le chiome successive e i fattori meteorologici ed orografici 

permettono un’efficace azione di preriscaldamento da parte del calore d’irraggiamento e di 

convezione. 

In questi incendi l'altezza delle fiamme è difficilmente documentabile con precisione, a causa 

del denso fumo proprio della colonna convettiva e nell'intrinseca difficoltà delle osservazioni. In 

base ai casi documentati è comunque presumibile che nelle fasi più violente ci si possa aggirare fra 

i 50 ed i 100 m. Le intensità che vengono raggiunte da questi fronti sono estremamente elevate e 

difficilmente calcolabili con precisione. Non è tuttavia difficile immaginare che le intensità lineari, 

se di queste si può ancora parlare, raggiungano varie decine di migliaia di kW/m. 

La larghezza del fronte è anch’essa difficilmente valutabile visto che si tratta di una fase 

molto evolutiva, instabile, con un fuoco nelle chiome molto veloce ed un fronte radente 

“principale” arretrato, ma un’avanzata accensione nei combustibili di superficie ad opera di episodi 

di massive spotting (vedi par. c) e dall’abnorme irraggiamento esercitato dalle fiamme in chioma. 

In questi incendi è difficile parlare di regolarità del fronte di fiamma. 

E’ una tipologia tipica della testa degli incendi che si propagano con vento forte. Solitamente il 

fuoco di chioma indipendente dà origine a teste abbastanza ristrette che creano fasce 

completamente carbonizzate anche molto strette, circondate da zone con chiome ancora 

completamente intatte. La presenza di questo tipo di fuoco non si ha invece né sui fianchi né tanto 

meno sulla coda dell’incendio, visto che in questi casi il fuoco può al massimo manifestarsi con 

una tipologia attiva. Tuttavia con improvvise variazioni di direzione del vento si possono verificare 

situazioni estremamente insidiose. In pratica la condizione che in primis genera questi violentissimi 

incendi è il vento forte. Questo infatti, operando una maggiore inclinazione della fiamma aumenta 

il flusso del calore di convezione nelle chiome, accelerandone il preriscaldamento e la conseguente 

accensione. Non a caso i maggiori avanzamenti con fasi indipendenti si verificano in concomitanza 

di venti frontali con forti raffiche. 

Le velocità che vengono raggiunte durante questi incendi sono molto elevate e rappresentano la 

caratteristica differenziale più facilmente individuabile rispetto agli altri tipi di fuoco in chioma. 

Alcuni esempi di velocità osservate riportano di valori fra i 50 e gli 80 m/min’. Tuttavia in 

condizioni estreme possono venire raggiunti e superati valori di 100 m/min’ 5 . Difficilmente nelle 

nostre realtà l’incendio riesce a mantenersi su questi ultimi valori per molto tempo e sovente si 

tratta di episodi molto violenti ma limitati nel tempo. Bisogna tuttavia considerare che in queste 

condizioni è sufficiente un breve periodo per causare un danno gravissimo su superfici anche molto 

estese. Basti pensare che in soli 10 min’ un fronte che si propaga a 100 m/min’ percorre un 

chilometro di foresta. 

Come descritto da Van Wagner (1977), pur nella sua estrema violenza, tale fase è altamente 

instabile ed è sufficiente la momentanea mancanza di un fattore che la determina (vento, pendenza, 

densità della vegetazione, ecc.) per farne cessare l’esistenza. Il fronte indipendente è dunque un 

"fenomeno instabilmente bilanciato" che può arrestarsi improvvisamente non appena le condizioni 

di propagazione che lo sostengono vengono a mancare. 

5 Nota. Valori molto elevati sono stati documentati in alcuni incendi nelle foreste di conifere nord-americane. 

Ad esempio il Clover-Mist Fire, durante l'estate del 1988 nell'ambito del grande complesso di incendi della 

Greater Yellowstone area, ha raggiunto velocità di 100-105 m/min (5,5 Km/h) percorrendo più di 22 Km in 

quattro ore. Ancora più sorprendenti le velocità raggiunte durante il Sundace Fire (Idaho, 1967), che in sole 

due ore percorse più di 9,5 km con una velocità media di 80 m/min’ e massimi stimati nel doppio della 

velocità media (161 m/min’) (ROTHERMEL, 1991). 

Velocità di propagazione di questa entità, seppure per periodi molto più brevi, limitati a periodi inferiori ai 5- 

10 minuti, sono state raggiunte anche da incendi verificatisi sull’arco alpino. 

91

92 


Stato Incendio dist. percorsa 

km 

tempo 

ore 

velocità media 

massima in m/min’ 

Idaho Sundace Fire 24,9 9 56,3 

North Carolina Air Force Bomb Range Fire 19,3 7,25 56,3 

Ontario Red Lake 31 16,1 5 53,6 

Minnesota Badoura Fire 12,0 4,75 42,9 

Alberta DND-4-80 17,7 5 59,0 

Michigan Mack Lake Fire 12,0 3,5 57,5 

Alberta Lesser Slave Lake Fire 64,4 10 107,3 

Nebraska Mullen Fire 48,3 5 161,0 

Florida Big Scrub Fire 28,9 3 161,0 

Tabella 1. Velocità di propagazione del fuoco di chioma attivo e indipendente documentate in vari incendi 

verificatisi nelle foreste del Nord America. Dati tratti da SIMARD e AL. 1983. 

d. Esempi e casi concreti osservati 

Esempi di incendi di chioma non sono rari sull’arco alpino ed in particolare in Valle 

d’Aosta, regione coincidente con una tipica vallata in gran parte diretta Est-Ovest, quindi con il 

versante esposto a Sud riarso ed assolato nonché popolato da essenze arboree altamente 

infiammabili. Durante gli ultimi 15-20 anni nella regione è stato possibile osservare e rilevare gli 

incendi principali, sia in annate dove gli eventi sono risultati relativamente rari, sia in annate con 

bilancio finale decisamente pesante. Molti incendi hanno interessato popolamenti nei quali il fuoco 

poteva evolvere in chioma, in particolare zone a conifere, e in numerosi casi si è manifestata tale 

tipologia. 

La frequenza con cui il fuoco evolve in chioma nelle pinete è un dato interessante, non solo da 

un punto di vista statistico, ma anche perché permette di avere un’idea perlomeno a livello generale 

del rischio potenziale per gli operatori impegnati. La Valle d’Aosta, notoriamente una delle valli 

alpine a pino silvestre, è un territorio adatto ad un’indagine statistica di questo tipo, con i suoi 

2.400 ha di pino puro e altri 47.000 ha di resinose miste. Inoltre il numero relativamente limitato 

degli eventi e l'organizzazione della struttura antincendio, permettono di disporre di dati ed 

osservazioni sufficientemente omogenei e quindi confrontabili a partire dal 1986. 

Dalla tabella si evince che a livello globale in quasi il 40% degli eventi durante i quali era 

possibile un'evoluzione del fuoco radente in chioma, tale possibilità si è verificata, seppure in 

alcuni casi limitatamente all'interessamento parziale della chioma. Riferendosi invece a fuoco di 

chioma con tipologie attive e in vari casi indipendenti, si nota che in poco più del 8% di questi 

eventi il fuoco ha assunto tali comportamenti. Esaminando invece le superfici percorse, è più del 

23% di queste che è stato interessato da fuoco di chioma distruttivo. Si tenga presente che la 

maggior parte di tale percentuale è da ricondurre a fuoco di chioma attivo o indipendente. 

Relativamente a queste ultime tipologie, volendo ricordare alcuni degli esempi più noti degli 

ultimi 19 anni si possono riassumere i principali dati nella tabella 3, relativamente a 19 eventi di 

particolare gravità. Come si può notare tali incendi non sono distribuiti in maniera omogenea lungo 

gli anni, ma si manifestano "a gruppi" ed in particolare durante gli anni più secchi. Tale fatto 

avvalora la tesi che il fuoco di chioma per potersi manifestare abbisogna anche di una sufficiente 

disidratazione sia delle chiome delle conifere che dei combustibili di superficie presenti in bosco.

Anno Numero 

d’incendi o 

principi 

d’incendio con 

presenza di pino 

Superficie con 

presenza di 

conifere 

percorsa dal 

fuoco 


Numero di 

eventi con fuoco 

di chioma 

passivo 

Numero di eventi 

con fuoco di 

chioma attivo o 

indipendente 

93 

Superficie 

totalmente 

distrutta dal 

fuoco di chioma 

1986 8 1,32 1 (12,5%) - - 

1987 16 15,43 5 (31,2%) 1 (6,2%) - 

1988 16 10,51 5 (31,2%) - - 

1989 59 59,20 25 (42,3%) 4 (6,7%) 2,60 

1990 59 622,00 35 (59,3%) 10 (16,9%) 125,95 

1991 9 2,51 2 (22,2%) - - 

1992 12 10,96 5 (41,6%) 1 (8,3%) 0,30 

1993 7 1,21 - - - 

1994 19 14,32 9 (47,3%) - - 

1995 23 64,87 11 (47,8%) 4 (17,4%) 31,70 

1996 10 3,97 1 (10,0%) - - 

1997 24 112,81 9 (37,5%) 3 (12,5%) 48,50 

1998 11 2,75 3 (27,3%) - 0,50 

1999 2 0,21 - - - 

2000 13 4,64 4 (30,7%) 1 (7,7%) 0,50 

2001 10 84,81 3 (30,0%) 1 (10,0%) 26,00 

TOTALE 298 1011,52 118 (39,6%) 25 (8,4%) 236,05 (23,3%) 

Tabella 2. In tabella vengono riportati nell’ordine: 1) il numero di eventi (riferiti sia ad incendi che a principi 

d’incendio) nei quali il fuoco poteva evolvere in chioma data la presenza di pini (Pinus sylvestris, P. nigra, P. 

montana, P. cembra, P. strobus, ecc.), 2) la superficie percorsa da tali eventi e potenzialmente percorribile da 

fuoco di chioma, 3) il numero di eventi che ha mostrato fuoco di chioma passivo (interessamento anche solo 

parziale della chioma) e la percentuale rispetto agli eventi che potevano potenzialmente evolvere, 4) gli stessi 

dati della colonna precedente riferiti ad incendi con fuoco di chioma attivo o indipendente, 5) Superfici 

distrutte dal fuoco di chioma (dato complessivo riferito alle tre tipologie). Dati Corpo Forestale della Valle 

d’Aosta. 

In ambito alpino gli eventi che mostrano fuoco di chioma in molti casi hanno caratteristiche 

comuni che si possono riassumere come segue. 

a) Se le tipologie passive si possono manifestare in tutti i boschi a potenziale evoluzione, 

quelle attive o indipendenti tendenzialmente si sviluppano in popolamenti floristicamente 

abbastanza omogenei, cioè pinete pressoché pure, oppure in rimboschimenti di conifere a 

prevalenza di pini, e solo più raramente in fustaie di conifere miste o cedui di specie a foglia 

semipersistente. 

b) Nella maggior parte dei casi si propagano su esposizioni a Sud (o Sud-Ovest e Sud-Est). 

L’interessamento delle esposizioni a settentrione è più raro e presuppone condizioni di pericolo 

d'incendio a livelli molto alti o estremi, oppure condizioni locali estremamente favorevoli al fuoco. 

c) Le tipologie attive ed ancor più indipendenti, rispettano i normali canoni di propagazione 

con velocità elevate (velocità di avanzamento del fronte sulla testa intorno a decine di m/min’ e 

solo in un caso intorno ai 100 m/min’) e molto violenta (intensità del fronte a tratti anche intorno a 

varie decine di migliaia di kW/m). La durata delle fasi di propagazione, definibili come 

“parossistiche”, è fortunatamente abbastanza breve, anche se è durante queste che vengono 

percorse le superfici maggiori, nonché vengono arrecati i danni più gravi. La ragione di tale fatto 

riposa nella grande frammentazione delle superfici boscate, sia ad opera delle aree coltivate, sia 

dell’orografia del territorio notevolmente tormentata. 

d) La direzione principale della propagazione è determinata in maniera abbastanza netta e 

costante dalla combinazione degli effetti del vento dominante e della pendenza del versante. Non 

raramente la morfologia delle singole aree percorse è tipica ed assimilabile alle classiche lingue

94 


strette e molto allungate nel senso della propagazione. Eccezioni a tali comportamenti possono 

derivare da orografie molto tormentate, da turbolenze importanti o variazioni della direzione del 

vento. In questi casi si ha una propagazione dell’incendio irregolare, con temporanee fasi di 

propagazione anche in direzione opposta a quella principale dell’incendio. In vari incendi sono 

state notate strisce di piante non completamente carbonizzate, riferibili probabilmente a crown 

streets. 

e) Spesso le fasi in chioma originano episodi di spotting, con superamento di distanze anche 

superiori al centinaio di metri e il superamento di ostacoli naturali di notevole larghezza (valloni 

larghi centinaia di metri, vedi tabella 5). 

f) Gli effetti del fuoco sui popolamenti interessati sono normalmente molto gravi, con totale 

distruzione del soprassuolo, specie se il popolamento è costituito da resinose pure, e successiva 

involuzione flogistica. Inoltre è sensibile il peggioramento delle possibilità vegetative, in genere già 

notevolmente ostacolate dalle condizioni climatiche avverse dei versanti più aridi e in certi casi 

dalla quota elevata. Sull’arco alpino la ricostituzione delle aree percorse richiede tempi molto 

lunghi, specie sui versanti esposti a meridione. La successione floristica nelle aree bruciate 

indisturbate è caratteristica e comunque variabile a seconda della quota considerata. 

Comune Data superficie 

boscata 

superficie 

non 

boscata 

superficie 

totale 

percorsa 

superficie 

con 

fuoco di 

chioma 

Esp. Fattori 

meteorologici e 

orografici 

favorenti il fuoco 

Specie prevalente 

nell'area percorsa 

da fuoco di chioma 

Aosta 24/7/85 17,00 1,80 18,80 15,00 SSE Pendenza media, 

brezza di valle 

Pinus nigra 

Quart 2/8/89 3,00 3,50 6,50 2,00 SSE Pendenza media, 

föhn e turbolenze 

Pinus sylvestris 

Sarre 29/9/89 2,15 0,70 2,85 1,50 S Brezza di valle e Pinus sylvestris 

pendenza localizz. Picea abies 

Arnad, 

Donnas, 

Perloz 

11/3/90 228,70 131,30 360,00 6,90 SO Pendenza elevata Pinus sylvestris 

Châtillon 22/3/90 204,00 99,00 303,00 61,00 O-S Föhn forte, Pinus sylvestris 

pendenza elevata Picea abies 

Châtillon 26/3/90 42,70 5,80 48,50 8,80 S Pendenza elevata, Pinus sylvestris 

Saint 

Vincent 

föhn moderato 

Sarre 28/3/90 33,00 5,00 38,00 8,80 SSE Pendenza elevata, Pinus sylvestris 

E föhn moderato Pinus nigra 

Picea abies 

Nus 11/8/90 29,00 1,00 30,00 20,00 OSO Pendenza media, 

brezza, turbolenze 


Saint-Denis 28/8/90 4,00 0,30 4,30 2,50 SSO Pendenza media, 

brezza 


Issime 18/9/90 17,30 3,30 20,60 5,00 S Pendenza media, 

föhn forte 

Pinus cembra 

Perloz 6/3/95 19,00 4,40 23,40 1,00 SSE Pendenza elevata Rimboschimento di 

conifere varie 

Verrayes 27/3/95 4,80 3,20 8,00 2,00 S Pendenza media, 

föhn forte 


Nus 8/4/95 7,18 4,42 11,60 1,00 S-E Pendenza elevata, 

föhn, turbolenze 


Verrayes, 4/9/95 36,10 15,90 52,00 28,00 S Pendenza media, Pinus sylvestris 

Saint Denis 

föhn forte 

Morgex 17/3/97 72,00 18,00 90,00 42,50 S-SE Pendenza elevata, 

föhn forte 


Quart 18/3/97 1,60 1,10 2,70 1,00 SSE Pendenza media, 

föhn forte 


Sarre, Aosta 11/4/97 9,75 4,35 14,10 3,00 SE Forte föhn di 

caduta 


Arnad, 5/3/98 41,00 0,00 41,00 5,30 NE Pendenza elevata, Quercus pubescens 

Issogne 

föhn forte 

Verrayes 27/12/01 79,00 59,00 138,00 26,00 S Pendenza elevata, Pinus sylvestris 

föhn forte Picea abies 

Tabella 3. Incendi che hanno manifestato fuoco di chioma attivo o indipendente in Valle d'Aosta dal 1983 al 

2001. Dati Corpo Forestale della valle d’Aosta.


SALTO DI FUOCO O DI FAVILLE (SPOTTING) 6 

a. Definizione e generalità del fenomeno 

E' un particolare comportamento del fuoco che consiste nel distacco da erbe, arbusti ed alberi (o 

nel sollevamento dal suolo), di materiale organico acceso 7 che, volando nell'aria, si deposita a 

distanza più o meno elevata dall'incendio principale, accendendo nuovi focolai d'incendio, detti 

secondari. Risulta pertanto un particolare metodo di propagazione del fuoco. 

Non raramente si manifesta durante gli incendi di chioma o in occasione di fronti radenti di una 

certa intensità grazie alla forte attività convettiva dei focolai, solitamente per la presenza di vento 

sostenuto e in certi casi per la presenza di colonne convettive organizzate. In base a vari fattori, 

propri anche del combustibile su cui si deposita, il nuovo focolaio d’incendio potrà avere un 

destino evolutivo variabile a seconda dei casi. 

b. Genesi e caratteristiche 

Il fenomeno dello spotting dipende da vari fattori, il cui sinergismo determina il verificarsi e 

l’efficienza di questo metodo di propagazione dell’incendio. Essi si possono riassumere come 

segue: 

• Le caratteristiche del frammento vegetale 

• La distanza utile percorribile dal frammento con combustione ancora in atto 

• Il numero di frammenti sollevati 

• La posizione della fonte genetica dello spotting 

• L’entità dell’attività convettiva 

• Le condizioni meteorologiche e/o orografiche 

• La probabilità di accensione del combustibile nella zona di caduta 

Di seguito si riportano alcune osservazioni sui singoli fattori appena elencati. 

CARATTERISTICHE DEL FRAMMENTO VEGETALE. Relativamente al frammento vegetale 

determinante l’innesco del focolaio secondario, bisogna premettere che a seconda del diverso tipo 

di combustibile coinvolto nell’incendio i frammenti accesi generati risultano differenti. E’ ovvio 

che la possibilità di questi ultimi di venire trasportati dalle correnti convettive, sia in diretta 

relazione con il loro peso. Così frammenti vegetali leggeri, quali steli erbacei, frammenti di liane, 

foglie, ecc., dato il loro scarso peso ed in certi casi grazie alla loro particolare morfologia, vengono 

facilmente sollevati da terra, ma come si vedrà in seguito altri fattori fanno sì che tali fonti 

d’innesco siano poco efficienti. Pezzi di legno accesi di maggiori dimensioni (piccoli rami, oppure 

cortecce anche di 10-20 cm di lunghezza 8 ) sono invece più pesanti, ma si possono comunque 

sollevare solo in occasione di colonne convettive sufficientemente sviluppate o di vortici. Nelle 

6 Nota. Nella lingua italiana il termine anglosassone “spotting” è stato tradotto con terminologie che paiono 

poco soddisfacenti, quali salto di faville (riduttivo, in quanto il fenomeno spesso è dato da frammenti ardenti 

ben più grandi delle semplici faville, definite come “frammenti minutissimi di materia incandescente, che si 

levano dal fuoco … e che quasi immediatamente si spengono”) o salto di fuoco (troppo generico e poco 

preciso). In questa sede, anche per brevità, verrà pertanto utilizzato il termine anglosassone. 

7 Nota. Anche se nel caso dell’incendio boschivo i frammenti accesi sono più frequentemente di natura 

vegetale, non è da escludere che anche frammenti di altra natura (in genere più frequentemente rinvenibili 

negli incendi d’interfaccia urbano-rurale), quali ad esempio fogli di carta o cartone, frammenti di materiali 

sintetici, risultino alla base di questo metodo di propagazione dell’incendio. 

8 Nota. Anche pezzi di legno di medie dimensioni, come rami di 7 per 90 cm possono rappresentare fonti 

d’innesco, seppure solo in particolari occasioni, quali vortici di notevoli dimensioni. 

95

96 


foreste di conifere è stato trovato che le più grosse e comuni sorgenti di spotting sono rappresentate 

dalla cima di piccoli rami, frammenti di legno parzialmente decomposto, placche di corteccia, pezzi 

di muschio secco, scaglie degli strobili di pino o abete, piccoli coni interi, ecc.. Relativamente a 

coni di pino, indicativamente, si possono considerare pesi secchi di 3-8 g per Pinus sylvestris e di 

13-17 g per P. nigra, mentre si sale a 20-40 g per P. strobus ed a valori anche vicini ai 100 g per P. 

pinaster. Di notevole importanza sono le proprietà aerodinamiche del combustibile. Così 

frammenti relativamente leggeri, ma sottili o lunghi possono volare più lontano rispetto a quelli più 

compatti e pesanti. Particolarmente efficaci nel generare questo fenomeno risultano le strisce di 

corteccia dell’eucalipto (in particolare Eucalyptus delegatensis) che grazie a particolari 

caratteristiche aerodinamiche riescono a superare, una volta sollevate nella colonna convettiva, 

notevoli distanze (in Australia sono stati documentati episodi che hanno raggiunto e superato le 

sorprendenti distanze di 30 km dall’incendio principale). In generale si può affermare che i 

combustibili a bassa idratazione sono più efficaci nella loro funzione d’innesco rispetto a quelli a 

maggiore contenuto idrico. In effetti il tasso di umidità del combustibile è molto importante, non 

solo perché influisce sulla durata della combustione, ma dapprima per poter generare l'intensità 

necessaria al distacco dei frammenti, e in seguito per permettere l'accensione dei combustibili 

circostanti. Ricercatori australiani hanno trovato che la soglia critica dell'umidità dei combustibili 

rapidi condizionante gli episodi di spotting sarebbe intorno al 7%. 

DISTANZA UTILE SUPERABILE CON COMBUSTIONE IN ATTO. La distanza a cui il 

frammento può venire trasportato è molto variabile e dipende da un insieme di fattori. Fra questi è 

fondamentale il tempo durante il quale rimane attiva la combustione, sia con fiamma viva sia allo 

stato latente (braci). I combustibili caratterizzati da un tempo di combustione ridotto, quali ad 

esempio erbe e foglie, hanno una fase di combustione troppo breve che tende a concludersi durante 

il tragitto aereo, quindi prima della caduta al suolo, o in qualunque modo non è sufficiente ad 

accendere i combustibili nella zona di deposizione. In effetti la massa in combustione è troppo 

limitata per poter autosostenere per lungo tempo, sia la fase di combustione con fiamma viva che 

quella di calcinazione. Se la particella sollevata è dotata di massa maggiore, si prolunga il tempo di 

combustione ed aumentano anche le probabilità che il frammento cada ancora acceso e mantenga la 

fase di calcinazione ancora per diversi minuti, sufficienti a preriscaldare ed accendere i 

combustibili su cui si è depositata. A titolo di esempio, uno strobilo di pino di medie dimensioni 

presenta fiamma viva per circa mezzo minuto, mentre il suo tempo di calcinazione arriva fino a 

sette minuti. 

L’altro parametro è la distanza assoluta superabile dal frammento acceso. Un modello 

matematico permette di calcolare la distanza massima raggiungibile da un ipotetico frammento 

acceso. Il modello è basato su episodi di reazioni esplosive (torching) limitate ad un singolo albero, 

e considera la specie vegetale, la morfologia dell’albero, le caratteristiche della foresta (intese come 

altezza media della copertura arborea), nonché la velocità del vento sopra la cima degli alberi (a 

circa 6 m dalla cima delle chiome). In base a questo modello è possibile stimare la distanza 

massima a cui il tizzone più grande può giungere. Per i necessari approfondimenti si rimanda ad 

ALBINI (1979). 

NUMERO DI FRAMMENTI SOLLEVATI. La quantità di frammenti e quindi di potenziali fonti 

d’innesco che si sollevano nell’aria è un elemento di notevole rilevanza, visto che la probabilità che 

alcuni di questi cadano ancora accesi dipende anche dal loro numero. Particolare rilevanza riveste 

questo fattore quando un notevole numero di frammenti accesi si deposita presso il perimetro 

dell’incendio principale, con lo sviluppo di numerosi focolai secondari (massive spotting) e la 

possibile confluenza di questi in un unico focolaio di alta intensità. Inoltre si deve considerare che 

solitamente, quando si sviluppa un elevato numero di frammenti, è facile che le condizioni dei 

combustibili leggeri circostanti favoriscano un'altrettanto elevata potenzialità d’innesco. 

POSIZIONE DELLA FONTE GENETICA DEL FRAMMENTO. La possibilità di superamento di 

una determinata distanza da parte del frammento vegetale acceso dipende anche dalla posizione


rispetto al terreno circostante, dalla quale il frammento si solleva. Per tale ragione risultano 

particolarmente a rischio le posizioni rilevate, come creste o sommità di colline (non raramente 

investite da forte vento), nonché alberi secchi alti, isolati o dominanti rispetto all’altezza media di 

quelli circostanti (da questi possono cadere placche di corteccia parzialmente staccate dal fusto). 

Ciò non esclude che anche zone incassate o riparate dal vento, in occasione di focolai ad elevata 

intensità possano generare efficacemente fenomeni di spotting. 

ENTITÀ DELL’ATTIVITÀ CONVETTIVA. Lo sviluppo dei flussi convettivi è di solito 

direttamente dipendente dall’intensità del fronte di fiamma o del focolaio. Un notevole interesse 

riveste quindi l’intensità del fuoco. Fronti radenti di intensità media non sono fonte di colonne 

convettive ben organizzate e solitamente generano episodi su distanze limitate ad alcuni metri. Se il 

fuoco radente si manifesta con valori intorno o superiori ai 2.000 kW/m, è facile che vengano 

superate distanze di decine di metri. Reazioni esplosive in chioma (torching) limitate ad un albero o 

ad un piccolo gruppo di alberi, sviluppano correnti convettive maggiori, seppure ancora abbastanza 

localizzate, che permettono di superare distanze che in questo caso possono raggiungere alcune 

centinaia di metri. Evoluzioni in chioma più generalizzate (fronti attivi o in certi casi indipendenti) 

possono invece già generare colonne convettive organizzate con episodi su distanze maggiori, pari 

a diverse centinaia di metri o anche di chilometri. 

CONDIZIONI METEOROLOGICHE. Notevole importanza ha la velocità del vento, dato che 

sposta più velocemente il frammento (quindi aumentando la probabilità che cada ancora acceso) e 

su distanze maggiori. Il vento acquista particolare rilevanza negli spotting generati da fronti in 

chioma. In questi casi più forte è il vento sopra alla cima degli alberi, maggiore è la distanza 

superata dal frammento vegetale acceso. Il vento può generare focolai anche indipendentemente 

dall’intensità del focolaio, dato che può sollevare piccoli frammenti accesi e, facendoli rotolare su 

terreni relativamente “lisci”, spostarli oltre le linee di difesa accendendo focolai secondari, 

solitamente nei pressi dell’incendio principale (raramente oltre ad alcune decine di metri). Tale 

rischio è frequente in zone rilevate e in concomitanza con focolai residui a lungo tempo di 

calcinazione (ceppaie, tronchi, ecc.) che possono rilasciare con una certa facilità frammenti accesi. 

PROBABILITÀ DI ACCENSIONE DEL COMBUSTIBILE NELLA ZONA DI CADUTA. Un 

primo fattore condizionante la probabilità di accensione è il tipo di combustione in atto nel 

frammento. Infatti il frammento vegetale con combustione in atto deve possedere ancora una 

sufficiente emanazione termica per accendere il combustibile circostante. I frammenti che bruciano 

con fiamma viva hanno la massima potenzialità di accensione con innesco del focolaio pressoché 

immediato, specie in presenza di combustibili rapidi disidratati. Le braci invece hanno una minore 

potenzialità di accensione e difficilmente riescono ad innescare il focolaio secondario 

immediatamente, necessitando di un tempo di preriscaldamento del combustibile diverso a seconda 

del tipo di combustibile circostante e delle sue condizioni di idratazione. Inoltre lo strato di cenere 

superficiale funge da ostacolo, sia alla dispersione termica che all'afflusso di ossigeno. 

L'accensione si potrà verificare anche con scintille o frammenti molto piccoli ed a durata limitata di 

combustione, qualora questi cadano in una ceppaia ormai decomposta, in cui la "polvere" derivata 

dal legno marcescente offra un substrato che permette l'incubazione di queste fonti d’innesco. 

Inoltre determinanti sono le condizioni del combustibile su cui cade il frammento ardente, fra cui la 

sua umidità. Come esempio tipico si può citare un frammento di medie dimensioni che vada a 

cadere in zone prive di combustibile (rocce, detriti di falda, ecc.) o in luoghi dove il combustibile 

non è predisposto a bruciare (prati verdi, rocce sterili, sponde di fiumi senza vegetazione, ecc.). In 

questo caso quindi il tempo di calcinazione del frammento trascorrerà senza alcuna accensione dei 

combustibili limitrofi. In generale si può affermare che i combustibili secchi sono più attivi nel 

generare frammenti vegetali accesi "efficaci" rispetto a quelli più umidi. Nella tabella 4 vengono 

riportati i valori percentuali della probabilità di accensione dei combustibili in funzione di vari 

fattori, quali la temperatura dell’aria, l’esposizione diretta al sole dei combustibili e il contenuto 

idrico di questi ultimi. 

97

98 


Temperatura dell’aria Umidità dei combustibili rapidi (I^ classe essiccamento) 

2 - 4 5 - 7 8 - 10 11 - 13 14 - 17 

Combustibili esposti al sole 

T°C > 43,0° 90-100 60-80 40-50 30 10-20 

42,5° >T°C> 37,5° 80-100 60-70 40-50 20-30 10-20 

37,0° >T°C> 32,0° 80-100 50-70 30-50 20-30 10-20 

31,5° >T°C> 26,5° 80-100 50-70 30-40 20-30 10-20 

26,0° >T°C> 21,0° 70-100 50-60 30-40 20-30 10-20 

20,5° >T°C> 15,5° 70-90 50-60 30-40 20-30 10-20 

15,0° >T°C> 10,0° 70-90 40-60 30-40 20 10 

9,5° >T°C> 4,5° 70-90 40-60 30-40 20 10 

4,0° >T°C> 0,0° 60-90 40-60 30-40 20 10 

Combustibili all’ombra 

T°C > 43,0° 80-100 50-70 30-50 20-30 10-20 

42,5° >T°C> 37,5° 80-100 50-70 30-40 20-30 10-20 

37,0° >T°C> 32,0° 70-100 50-60 30-40 20-30 10-20 

31,5° >T°C> 26,5° 70-90 50-60 30-40 20-30 10-20 

26,0° >T°C> 21,0° 70-90 40-60 30-40 20 10 

20,5° >T°C> 15,5° 70-90 40-60 30-40 20 10 

15,0° >T°C> 10,0° 60-90 40-60 30-40 20 10 

9,5° >T°C> 4,5° 60-80 40-50 20-30 10-20 10 

4,0° >T°C> 0,0° 60-80 40-50 20-30 10-20 10 

Tabella 4. Probabilità di accensione del combustibile rapido al suolo in funzione del grado di insolazione, 

della temperatura dell’aria e dell’umidità del combustibile stesso (tratta da ROTHERMEL, 1983, 

modificata). 

c. Eventuali tipi, suddivisioni e casi particolari 

Fondamentalmente si possono individuare due tipi di spotting, cioè quello su corta distanza 

(short range spotting) e quello su lunga distanza (long range spotting). Tuttavia, contrariamente a 

quanto si potrebbe pensare, la vera differenza fra i due tipi è più da ricondurre alla genesi del 

fenomeno piuttosto, che alla distanza superata dal frammento acceso (ROTHERMEL, 1983). In 

effetti mentre nei casi su corte distanze l’attinenza con la colonna convettiva è minima, nell’altro 

caso è proprio quest’ultima che determina il sollevamento del frammento acceso ed è invece il 

vento, generalmente ad una certa quota, che determina il suo spostamento in una determinata 

direzione. Nel primo caso le distanze sono abbastanza contenute ed in genere inferiori ad alcune 

centinaia di metri, mentre nell’altro possono aumentare decisamente e superare anche vari 

chilometri (vedi figura 8). La divisione appena riportata è abbastanza schematica e nella realtà 

spesso è difficile classificare con precisione l’episodio. 

Una particolare situazione, strettamente legata a questo metodo di propagazione dell’incendio, 

si può avere negli incendi stazionari di elevata intensità con elevato carico d'incendio, 

relativamente rari nelle realtà italiane. Si tratta degli episodi definiti di massive spotting, durante i 

quali si ha la ricaduta entro distanze in genere abbastanza limitate di molti frammenti accesi, con 

l’innesco di una moltitudine di focolai secondari vicini fra loro, che, attirati verso l'incendio 

principale dalle correnti d'aria centripete generate dall'attività convettiva già presente, 

contribuiscono ad aumentare notevolmente la quantità di combustibile coinvolto nell'incendio, 

incrementando così progressivamente l'intensità totale dell'evento e generando essi stessi nuovi 

episodi di spotting. Una situazione simile, che invece esercita una notevole influenza 

sull'avanzamento del fronte è la formazione di pseudo-fronti di fiamma, dovuti all'elevato numero 

di accensioni pressoché simultanee, che convergono in un unico focolaio sito nella zona antistante


il fronte principale. Tale situazione non solo aumenta la velocità di propagazione, ma incrementa 

enormemente la larghezza del fronte, e quindi la sua intensità, generando subitanei moti convettivi 

e nuove possibilità di spotting. 

Figura 8. Nello spotting su lunga distanza i focolai possono venire generati anche a chilometri, grazie 

all’azione di sollevamento della colonna convettiva e successivamente di spostamento laterale ad 

opera dei venti in quota. Tratta da CESTI (1990). 

d. Posizione, distanza e possibile evoluzione del focolaio secondario 

La posizione in cui il focolaio secondario si genera rispetto all’incendio principale, oltre ad 

essere influenzata da molti dei fattori elencati in precedenza, è strettamente dipendente da almeno 

altri due fattori, cioè dalla direzione dei venti e dall’orografia della zona. 

Il vento al suolo gioca un ruolo essenziale nello spotting su corta distanza, generando focolai 

davanti alla testa dell’incendio in propagazione; 

Il vento in quota esercita il suo effetto principalmente sullo spotting a lunga distanza. In effetti 

la direzione del vento libero non necessariamente coincide con quella del vento al suolo, ad 

esempio condizionata da un effetto vallivo d’incanalamento. Per tale ragione episodi con questa 

genesi possono verificarsi in zone inaspettate e prevedibili solo con l’osservazione dei venti in 

quota, a volte anche notevolmente angolate rispetto alla direttrice di avanzamento dell’incendio 

principale. 

L’orografia può anch’essa influire, dato che condiziona la propagazione della testa favorendo la 

sua risalita lungo il versante, ma nello stesso tempo può permettere ai focolai secondari, anche con 

leggeri spostamenti, di generarsi molto in basso sul versante e quindi di possedere una grande 

potenzialità di propagazione verso monte. 

La distanza a cui il focolaio secondario si innesca può essere determinante per l’evoluzione 

dello stesso. In genere gli episodi contenuti su qualche decina o comunque entro il centinaio di 

metri sono i più frequenti e in certi casi presenti anche in numero abbastanza elevato. Fronti radenti 

di intensità medio alta solitamente generano focolai entro queste distanze. Con reazioni esplosive 

isolate in foreste di conifere nord americane sono stati documentati episodi di spotting di poco 

superiori ai 30-60 m, con tempi di evoluzione a fuoco di chioma (fasi iniziale di crescita e 

transizione) abbastanza variabili, ma spesso compresi fra i 20 ed i 90 min’. Tali dati sono riferiti a 

momenti di bassa attività dell'incendio. Con livelli di attività medi (corrispondenti 

all’interessamento in chioma già di piccoli gruppi di alberi) gli episodi hanno raggiunto distanze di 

400-800 m. Con la variazione delle condizioni predisponenti e con lo sviluppo di fuoco di chioma 

attivo ed in certi casi indipendente sono stati registrati episodi a distanza ampiamente superiore a 1 

km (1,2 km o più). Tra i casi limite si possono ricordare quelli del Sundace Fire che l'1/9/1967 

generò episodi a 16-19 Km di distanza, oppure i già citati episodi verificatisi in Australia che 

possono raggiungere i 10-30 Km. 

99

100 


Il destino evolutivo del focolaio secondario può essere vario e condizionare in maniera diversa 

l’evoluzione dell’incendio o le problematiche connesse all’estinzione dell’evento. Le principali 

situazioni si possono riassumere come segue. 

• Focolaio secondario (f.s.) isolato che non si unisce all’incendio principale. In genere si 

tratta di episodi che si manifestano ad una certa distanza dall’incendio e che non 

risultano sulla direttrice d’avanzamento della testa. Per tale ragione difficilmente 

esercitano un effetto diretto su quest’ultima. Risultano a tutti gli effetti come nuovi 

incendi. 

• F.s. isolato (o focolai multipli) che viene raggiunto e inglobato dall’incendio principale 

(vedi figura 9). Solitamente si manifestano ad una distanza non troppo elevata, davanti 

alla testa e considerato che la loro fase di evolutiva iniziale è ancora abbastanza lenta 

l’incendio principale li raggiunge in un tempo variabile a seconda dei casi. Inoltre con 

fronti ad alta intensità l’effetto del vento può diminuire davanti alla testa per l’ostacolo 

rappresentato dalla colonna convettiva e quindi il suo effetto sul f.s. è minore di quello 

esercitato sull’incendio principale. 

• F.s. multipli che si uniscono all’incendio principale in momenti successivi. Qualora la 

posizione del f.s. sia particolare ed il fuoco risulti favorito da fattori vari (tra questi il 

più frequente è la pendenza) questo può raggiungere l’incendio principale, in genere un 

fianco, determinando morfologie dell’incendio complesse e caratterizzate da tasche e 

isole più o meno grandi. 

• F.s. multipli che confluiscono in un unico focolaio. Sono casi limitati ad aree limitrofe 

al perimetro dell’incendio principale, ma possono dare origine a focolai violenti che 

interessano in breve tempo notevoli quantità di combustibile. 

Circa la velocità evolutiva del focolaio non bisogna pensare che questo evolva sempre in 

maniera subitanea e manifesti la sua presenza in tempi brevi. Esistono casi in cui particolari tipi di 

combustibile (in genere legno parzialmente marcito, ceppaie decomposte, ecc.) hanno favorito 

l’incubazione del f.s. per tempi pari a diverse ore ed anche fino al giorno successivo. 

Figura 9. Esempio di focolaio secondario isolato e avanzato, successivamente raggiunto dall’incendio 

principale nel Caroline Fire,South Australia, (GEDDES e PFEIFFER, 1981. 

e. Casi osservati 

Nell’ambito degli interventi di estinzione effettuati in valle d’Aosta, quindi in ambiente 

tipicamente alpino, durante gli ultimi due decenni sono stati osservati vari episodi di spotting


durante i quali il f.s. ha mantenuto una sufficiente individualità e che hanno potuto essere 

individuati con una certa precisione nelle loro principali caratteristiche. Di queste si riporta una 

sintesi nella tabella 5 

In generale si evince che buona parte degli episodi sono correlati ad evoluzioni in chioma 

dell’incendio in pinete di silvestre, nella maggior parte dei casi associate a periodi di vento 

föhnizzato (vedi figura 10). 

Figura 10. Episodi di spotting generati da fuoco di chioma passivo ed attivo in una pineta di silvestre. 

Curiosamente i focolai si sono generati a valle dell'incendio, in seguito ad un forte vento di caduta 

che ha determinato la direzione di spostamento dei frammenti. Le frecce indicano le direzioni del 

vento a seconda delle zone considerate. Incendio di Sarre-Aosta del 11/4/1997 (CESTI, 1997). 

Anche le distanze si sono sempre mantenute inferiori al chilometro, tranne in due casi in cui la 

posizione della probabile fonte genetica dell’episodio (rilevata di circa 300 m rispetto alle zone 

d’innesco dei f.s.) e lo sviluppo di una colonna convettiva organizzata (vedi figure 11 e 11b), hanno 

favorito il superamento di distanze superiori a quelle riscontrate normalmente nelle altre situazioni. 

I casi non direttamente collegati ad evoluzioni in chioma sono stati sempre associati a venti 

fortissimi. 

101

102 

Data Comune Distanza 

in metri 


Durata 

incub. 

ore 

Numero 

focolai 

2/8/89 Quart 150 < 0,5 3 Chioma passivo-attivo in pino 

silvestre e larice 

Probabile fonte genetica Note 

Focolai vari, anche nella tettoia di 

frasche di una baita. Forte deficit 

idrico. Föhn. 

200 24 1 Come sopra Manifestazione di un focolaio singolo 

localizzato sotto un ginepro in tarda 

mattinata. 

29/9/89 Sarre 150-200 < 0,5 3 Chioma attivo in abete rosso, Abbondante lettiera. Forte deficit 

pino silvestre e larice 

idrico. Brezza di valle. 

28/2/90 Verres 200-250 < 0,5 2 Focolai sparsi in cataste di 

legname (castagno) 

28/3/90 Sarre 400 < 0,5 1 Chioma passivo, a tratti attivo in 

pino nero 

600-1000 0,5-1 2 Chioma attivo, a tratti 

indipendente, in abete rosso, pino 

silvestre e larice 

2/3/92 Verrayes 40-70 < 0,5 13 Chioma passivo in bosco di pino 

silvestre 

8/4/95 Nus 200 < 0,5 > 2 Chioma passivo, a tratti attivo, in 

pino silvestre 

4/9/95 Verrayes 250 < 0,5 1 Chioma passivo in piccoli gruppi 

di pini silvestri 

17/4/96 Verrayes 35 3,5 2 Chioma passivo in pino silvestre 

con abbondante presenza di 

ginepro 

17/3/97 Morgex 10-300 0,5-2 > 10 Chioma passivo, attivo, a tratti 

indipendente in pino silvestre 

300-800 0,5-2 > 6 Chioma attivo, a tratti 

indipendente, in pino silvestre e 

abete rosso 

17/3/97 Donnas 800-1000 0,5-1 2 Focolai sparsi in cataste di 

legname (castagno) e radente di 

lettiera 

11/4/97 Sarre 100-400 0,5-1 6 Chioma attivo in bosco puro di 

pino silvestre 

Vento föhnizzato molto forte (raffiche 

intorno a 80-90 km/h) con turbolenze. 

Superamento vallone. 

Abbondante presenza di strato erbaceo 

in condizioni di föhn 

Colonna convettiva organizzata alta 

circa 1500 m. Forte deficit idrico. 

Föhn. Superamento vallone. 

Brezza moderata. Spotting massivo su 

breve distanza 

Fonte genetica alla sommità di un 

rilievo. Superamento vallone. Vento 

föhnizzato con forti turbolenze 

Accensione in strato erbaceo in 

condizioni di föhn. 

Forte brezza. Incubazione del focolaio 

in tronchi abbattuti ampiamente 

decomposti. 

Condizioni di föhn. Vedi nota 9 

Focolai generatisi in quota o oltre il 

vallone con evoluzioni diverse dei 

singoli focolai. 

Episodi generatisi con posizione 

favorevole della fonte genetica. Föhn 

molto forte (raffiche anche superiori a 

90 km/h). Superamento vallone. 

Vento föhnizzato di caduta. Focolai 

innescati a valle dell’incendio 

principale 

16/4/97 Chatillon 50 22 1 Chioma passivo in pino silvestre Vento föhnizzato di caduta. 

30/5/97 Pontey 15-20 < 0,5 1 Chioma passivo in pino silvestre Brezza. Zona pianeggiante. 

15/3/98 Sarre 300-350 < 0,5 2 Chioma passivo in pino silvestre Vento föhnizzato di caduta. Focolai 

e larice 

innescati a valle dell’incendio 

principale 

27/12/01 Verrayes 150 < 0,5 1 (?) Chioma passivo in piccoli gruppi Il focolaio secondario generatosi oltre 

di pini silvestri 

un vallone ha propagato l’incendio in 

maniera non controllabile. Föhn forte. 

Tabella 5. In tabella oltre ad alcuni dati dell’incendio di riferimento, vengono riportati: a) la distanza lineare 

fra la posizione della probabile fonte genetica ed il focolaio secondario, b) la durata d’incubazione del 

frammento acceso (quando indicato < 0,5, sono compresi i casi di accensione pressoché immediata), c) il 

numero dei focolai individuati, d) le caratteristiche della probabile fonte genetica dei frammenti, e) notizie 

varie sull’episodio specifico. 

9 Nota. In questo incendio (vedi figura 12) si sono avuti principalmente due tipi di focolai da spotting: a) 

quelli sulla direttrice d’avanzamento della testa (con distanze presumibilmente contenute entro i 100 m, b) 

quelli a valle dell’incendio, con distanze maggiori dovute alla posizione vantaggiosa della fonte genetica, 

numerosi e ad evoluzione inizialmente indipendente dall’incendio principale. Questi ultimi che hanno dato 

origine a “lingue” risalenti velocemente verso il fianco destro (più basso) che si sono successivamente riunite 

all’incendio principale.


Figura 11. Episodi di spotting durante gli incendi di Sarre del 29/9/1989 (incendio più piccolo in alto a 

destra) e del 28/3/1990. I focolai secondari FFss delle ore 14,25 sono quelli generati dalla colonna 

convettiva sviluppatasi dalla fase in chioma presso loc. Gorrette (vedi figura 11b). Tratta da 

CESTI, CERISE (1992). 

Figura 11b. Colonna convettiva organizzata sviluppatasi durante l’incendio di Sarre del 28/3/1990, all’origine 

degli episodi di spotting che hanno superato il vallone. Foto tratta da un filmato di G. Bertoldi. 

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Figura 12. Incendio di Morgex del 17/3/1997. Le lingue risalenti verso l’incendio principale (tratteggio largo) 

lungo il versante e indicate con il tratteggio fitto, sono state generate da numerosi episodi di 

spotting verificatisi sulla direttrice del vento dominante, quindi a valle della linea di propagazione 

dell'incendio principale, determinata dalla risultante del vento e della pendenza (CESTI, 1998). 

VORTICI 

a. Definizione e generalità del fenomeno 

I vortici sono particolari comportamenti delle correnti d'aria e del fuoco che si generano in 

occasione di fonti termiche o di focolai di sufficiente intensità. Essi risultano flussi d'aria 

organizzati, sia verticalmente che orizzontalmente, nei quali si genera un movimento rotatorio 

elicoidale di aria surriscaldata, a velocità anche molto alte. Essi possono essere associati o no alla 

presenza di gas in combustione. 

L'osservazione di vortici ben organizzati e di notevoli dimensioni non è frequente ed in 

genere risultano relativamente comuni solo quelli limitati ad altezze di qualche metro, nella 

maggior parte dei casi strettamente associati al fronte di fiamma in propagazione. Tale rarità è 

principalmente da ricondurre alla necessaria concomitanza dei vari fattori che conducono alla loro 

formazione. 

b. Genesi e caratteristiche 

I vortici tendono a formarsi in occasione della formazione di locali depressioni dove si ha la 

convergenza di flussi d’aria a direzione diversa o dove condizioni d’instabilità possono creare 

turbolenze più o meno marcate. I vortici di fiamme si formano in seguito al movimento rotatorio 

che acquistano alcune piccole colonne convettive sovrastanti focolai ad intensità medio-alta, che in


questo caso coincidono con una zona depressionaria. Tuttavia i piccoli vortici riescono a 

svilupparsi anche con intensità relativamente basse e sono sufficienti locali aumenti d’intensità 

lungo il fronte per generarli. 

Affinché si possa formare un vortice, sia esso di fiamme o semplicemente di polvere, sono 

necessari vari elementi, che sono riferibili allo “spazio” perché si possa generare il vortice, a 

particolari condizioni orografico-meteorologiche, ad esempio la presenza di flussi d’aria esterni che 

ne permettano la formazione, nonché alla fonte di energia, cioè l'intensità del focolaio. 

LA FONTE DI ENERGIA. La fonte di energia è simile a quella che sviluppa i vortici su 

superfici surriscaldate dall'insolazione, tipici delle zone desertiche, i cosidetti diavoli di polvere 

(dust devils), e che nel caso specifico coincide con il locale surriscaldamento del terreno. Nei 

vortici di fiamme la fonte di energia coincide invece con il focolaio di combustione. Viene da sè 

che, più il focolaio è intenso, più le caratteristiche e le dimensioni del vortice sono esacerbate. 

L'alta intensità della fonte di energia comunque non è fondamentale per la generazione dei vortici, 

che riescono a svilupparsi anche con intensità relativamente basse. In effetti anche con fronti 

radenti di intensità medio-bassa il surriscaldamento dell’aria presso il suolo è notevolissimo, visto 

che la fiamma può raggiungere e superare i 1000°C. 

Il vortice inoltre contribuisce ad aumentare l'intensità del focolaio di generazione, 

incrementando il richiamo d'aria centripeto alla sua base. In laboratorio è stato rilevato che 

l'aumento della velocità di combustione in un normale focolaio è stato anche quintuplicato in 

presenza di un vortice. Questo fatto tende ad alimentare ulteriormente il focolaio aumentandone 

così l’intensità. 

L’AMBIENTE DOVE SI SVILUPPA IL VORTICE. Per assistere alla formazione di un vortice vi 

deve essere la disponibilità di un “ambiente” tridimensionale in cui il moto rotatorio si possa 

organizzare. In genere si tratta di zone dove già normalmente il vento genera turbolenze e forma 

propri vortici o dove si hanno richiami d’aria centripeti. Tali “ambienti” sono più facilmente 

riscontrabili: 

1. nelle zone sottovento, sia ad ostacoli di relativamente piccole dimensioni (gruppi di 

alberi o cespugli, grossi massi, strutture varie, ecc.) od ostacoli orografici (colline, 

creste, ecc.). Spesso sugli spartiacque delle dorsali montuose, si generano lungo una 

linea grossomodo parallela a quella di cresta, circa alcune decine di metri a valle di 

quest'ultima (vedi figura 13). Lungo le creste montuose o nelle vallate profonde, nei 

pressi delle quali si ha l’incontro dell’aria calda generata dall'incendio, e l'aria più 

fredda portata dai venti in quota (che tende a scendere) si crea una forte instabilità nella 

zona d'incontro delle due masse d’aria e quindi si può riscontrare un’aumentata 

tendenza alla formazione dei vortici. 

2. Nelle zone sottovento all'incendio stesso, dove è l’attività convettiva di quest’ultimo 

che rappresenta un ostacolo al vento (vedi figura 14). Ad esempio la zona sottovento 

alla colonna convettiva diviene instabile ed un luogo preferenziale per la loro 

formazione, dato che il flusso d'aria generale (ad esempio un vento debole) tende a 

scivolare lateralmente alla zona di convezione e, come nelle normali leggi 

aerodinamiche e sui fluidi, forma delle turbolenze nella zona sottovento alla colonna. 

In altri casi sono i richiami centripeti di correnti d’aria che l’incendio stesso crea a generare 

l’ambiente necessario alla formazione del vortice. Questo si può verificare: 

1. sul perimetro dell’incendio, spesso sulla verticale del fronte di fiamma in propagazione 

relativamente lenta, oppure nelle zone antistanti la testa dell’incendio a veloce 

propagazione. 

2. In caso di focolai intensi ed estesi su superfici sufficientemente vaste, si possono 

manifestare all'interno della zona in combustione attiva, dati i molteplici flussi d'aria 

che convergono verso i punti di maggiore intensità e che nei pressi di questi possono 

organizzarsi ed iniziare il moto rotatorio verticale. 

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Figura 13. Formazione dei vortici in zone sommitali, sottovento ad una cresta, dove le turbolenze del vento 

ne favoriscono la genesi. Tratta da CESTI, CERISE (1992). 

Figura 14. Formazione di vortici nella zona sottovento alla colonna convettiva. Tratta da CESTI, CERISE 

(1992). 

CARATTERISTICHE MORFOLOGICHE. Le dimensioni dei vortici sono molto variabili. I 

meno rari da osservare sono quelli di piccole dimensioni, generalmente alti qualche metro e larghi 

poche decine di centimetri, che si sviluppano in verticale direttamente dal fronte di fiamma. Vortici 

di maggiori dimensioni, ma ugualmente classificati come piccoli, hanno un diametro inferiore ai 3 

m con l'altezza della fiamma che raramente supera i 15-18 m. In casi abbastanza rari sono stati 

documentati vortici in cui tali dimensioni sono state ampiamente superate. Autori australiani e 

statunitensi (LUKE e MC.ARTHUR, 1978; COUNTRYMAN, 1964) infatti ne descrivono che 

hanno raggiunto anche i 900 m di altezza all'interno della colonna convettiva e, in un focolaio 

sperimentale nel 1962, un'altezza di oltre 200 m. Come regola generale comunque si può 

considerare che il vortice sale per un'altezza variabile da 10 a 50 volte quella del diametro dello 

stesso. 

La durata nel tempo è un parametro importante, visto che condiziona la durata dei potenziali 

effetti del vortice. I vortici più piccoli e associati a fronti di fiamma radenti hanno una breve durata,


in genere inferiore o pari ad alcuni minuti. Quelli di maggiori dimensioni, simili a piccoli tornado, 

possono invece durare molto più a lungo, anche più di 30 minuti. 

Similmente alle differenze appena descritte, anche l'energia sviluppata differisce notevolmente 

nei diversi vortici. Essa rimane relativamente bassa nei piccoli vortici, con velocità ascensionale 

abbastanza contenuta seppure si raggiungano altissime velocità rotatorie. L’energia aumenta 

notevolmente nei vortici più grandi simili ai tornado, che tuttavia mostrano movimenti rotatori 

abbastanza lenti rispetto a quelli periferici di piccole dimensioni. In questi casi si possono 

riscontrare danni a strutture, nonché sradicamento di alberi, come si è verificato nel Polo Fire 

presso Santa Barbara (California) nel 1964. Inoltre spesso questi vortici di grandi dimensioni sono 

associati a forti venti centripeti alla loro base, che raggiungono velocità anche di 50-70 Km/h. 

Un'altra caratteristica dei vortici è quella di essere stazionari o migratori. Nel primo caso il 

vortice si forma in una determinata zona, la stessa dove nasce e cessa la sua attività. In questo caso 

spesso il suo unico effetto è l’incremento dell’intensità del focolaio sottostante e rappresenta una 

manifestazione più o meno spettacolare dell’incendio. I vortici migratori invece si generano in una 

determinata zona, ma spinti dal vento si spostano da essa, uscendo dalla zona bruciata e diventando 

una pericolosa fonte di sollevamento e trasporto di frammenti accesi e braci, con la formazione di 

una scia di focolai secondari lungo il tragitto. I vortici piccoli difficilmente riescono ad allontanarsi 

dall’incendio per distanze maggiori di qualche centinaio di metri. Invece i vortici più grandi, a 

seconda delle condizioni, possono percorrere distanze decisamente maggiori. 

c. Tipi di vortice e casi particolari 

A tutt'oggi sono state effettuate alcune classificazioni dei vortici. Così gli autori australiani ne 

hanno individuato tre diversi tipi, mentre negli Stati Uniti in una più recente classificazione, ne 

sono stati individuati sette. Cercando di effettuare una sintesi dei vari criteri necessari a classificarli 

si possono individuare due gruppi principali, cioè i vortici verticali e quelli orizzontali. 

VORTICI VERTICALI. Si sviluppano in altezza e vengono caratterizzati in base alla loro 

posizione rispetto alle diverse parti dell'incendio o al loro meccanismo genetico. Si hanno così 

vortici periferici e centrali (vedi figura 15). 

1. Vortici periferici (perimeter vortex). Sono caratterizzati da dimensioni molto variabili e 

velocità di rotazione molto elevate. Tra questi possono venire individuati due esempi 

tipici, cioè a) i vortici che si generano su focolai localizzati (hot spot vortex), 

caratterizzati da un comportamento imprevedibile e da una vita brevissima "vita" 

(corrispondente al I tipo della classificazione australiana), e b) i vortici che si formano 

sottovento alla colonna convettiva (eddy vortex). Questi ultimi, sono stati studiati in 

Canada e in certi casi curiosamente tendono a ruotare uno in senso orario e l'altro in 

senso antiorario. 

2. Vortici centrali (central core vortex). Relativamente ai vortici centrali si può affermare 

che, oltre alla loro caratteristica posizione centrale, sono generati dall'organizzazione 

dei richiami d'aria centripeti, causati dai numerosi focolai disseminati sulla superficie 

dell'incendio. 

Nella classificazione australiana esiste il II tipo, simile ad un tornado (tornado twin vortex), dato 

che si genera discendendo dall'alto verso il basso e resta invisibile fino a che non raggiunge il 

suolo, quando grazie all'alta velocità ascensionale ed alla forza di risucchio diventa visibile per il 

materiale che solleva da terra (fiamme, fumo, polvere, cenere, pezzi di combustibili vari, ecc.). 

Esiste infine un ultimo vortice, identificabile nel III tipo della classificazione australiana (afterburn 

vortex), paragonabile nella sua genesi ai diavoli di polvere che si generano nelle aree 

desertiche, ma che in questo caso si forma sulle superfici bruciate per il surriscaldamento operato 

dall'insolazione sul terreno più scuro, e quindi a maggiore assorbimento termico. 

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Figura 15. Esemplificazione della posizione dei vortici periferici e centrali in un incendio in fase di 

propagazione. Tratta da CESTI, CERISE (1992). 

VORTICI ORIZZONTALI (horizontal roll vortex). I vortici orizzontali sono stati recentemente 

individuati in incendi verificatisi in zone pianeggianti. Generalmente si manifestano come cilindri 

di fumo, fiamme e cenere che ruotano elicoidalmente, con bassa velocità angolare rispetto a quelli 

verticali. Si possono formare anche verticalmente, ma si inclinano con facilità orizzontalizzandosi 

anche con vento debole. Inoltre questi vortici spesso si generano vicino alla testa dell'incendio in 

coppia e risultano controrotanti in maniera simile a quanto accade per quelli verticali. La loro 

genesi è spesso associata a condizioni di estremo pericolo d'incendio e pertanto gli eventi che 

manifestano questi vortici sono spesso di elevata intensità. Il meccanismo genetico è stato 

ricostruito e simulato in laboratorio ed è riconducibile alle leggi fisiche sui fluidi. Anche se 

inizialmente si pensava che tali vortici non si potessero generare in zone montuose, autori 

statunitensi ne hanno descritto la formazione su due focolai secondari sviluppatisi su di un versante 

montuoso nell'Hellgate Fire (Montana). 

Essi presentano una notevole similitudine con le Cellule di Benard, cioè cellule convettive che 

si formano all’interno di uno strato delimitato superiormente ed inferiormente in base al modello 

convettivo descritto da Rayleigh. La risalita dell’aria immediatamente sopra all’incendio verrebbe 

compensata da una sua discesa poco al di fuori della zona in fiamme. La discesa dell’aria verso il 

suolo darebbe origine a flussi convergenti verso l’incendio e divergenti da esso. In base alle 

osservazioni effettuate nel Air Force Bomb Range Fire e nel Mack Lake Fire tali vortici sarebbero 

all’origine delle cosiddette crown fire streets (anche conosciute come unburned crown strips), cioè 

strisce più o meno larghe e regolari di chiome solo preriscaldate, ma non completamente bruciate, 

interposte fra due aree con fogliame completamente carbonizzato dal fuoco di chioma. Secondo 

osservazioni dirette di un incendio nel Montana effettuate da ALBINI (1991), l’azione del vento 

determinante la propagazione di fasce esterne in chioma (lungo la parte avanzata del fianco) 

collegate a vortici orizzontali, verrebbe indebolita una volta superata la testa dell’incendio 

principale. Data l’azione di protezione della colonna convettiva per le aree sottovento ad essa, tali 

fasi in chioma tenderebbero a ripiegare verso l’asse centrale dell’incendio, determinando 

morfologie “ad uncino”. 

PROBLEMATICHE E RISCHI OPERATIVI 

Le tipologie e i comportamenti particolari del fuoco descritti in precedenza rivestono particolare 

importanza in molti settori dell’attività antincendio boschivo. E' soprattutto da un punto di vista


operativo che si riscontrano seri problemi, sia per le modalità di propagazione che per la scarsa 

controllabilità dei fenomeni una volta che questi si sono manifestati. Di seguito si riportano alcune 

osservazioni generali sulle possibilità di estinzione degli incendi di chioma, notoriamente quelli più 

difficili da controllare e gestire. Relativamente al fenomeno dello spotting ed ai vortici si 

ricorderanno invece i principali problemi che da essi derivano, visto che non vi sono particolarità 

specifiche relativamente alle possibilità di estinzione. 

a. Scenari e problematiche connesse con il fuoco di chioma 

I problemi operativi connessi con gli incendi di chioma sono perlopiù correlabili alla rapida 

evoluzione dell'evento, all'elevata velocità di propagazione, alle elevate intensità che vengono 

raggiunte dal fronte di fiamma, ai comportamenti particolari del fuoco ad essi associati ed al fumo. 

Con questa tipologia d'incendio i livelli di sicurezza degli operatori e dei mezzi sono decisamente 

bassi ed i margini di errore molto ridotti. Durante una situazione potenzialmente a rischio 10 , una 

volta che il fuoco si è manifestato in chioma, difficilmente si riesce a rientrare nei limiti di 

sicurezza per il personale ed i mezzi e non è raro che si verifichino incidenti anche gravi. Per tale 

ragione è fondamentale in tutte le condizioni in cui tale tipo di fuoco si può potenzialmente 

manifestare, individuare: 

vie di fuga facilmente raggiungibili, che rimangano agibili anche durante le fasi parossistiche di 

propagazione, 

aree di sicurezza che siano sufficienti per proteggere dall’enorme volume di fuoco che queste 

tipologie sono potenzialmente in grado di sviluppare. 

ATTACCO TERRESTRE. 

1) attacco diretto. L’insieme di questi elementi sfavorevoli fa sì che l'attacco diretto da parte 

delle forze terrestri sulla testa dell'incendio, oltre ad essere estremamente rischioso, sia spesso 

materialmente impossibile o totalmente inefficace. Una certa possibilità di attacco diretto si può 

ancora avere sul fuoco passivo, dato che il fronte avanzante presenta una tipica irregolarità 

nell'emanazione termica. In effetti l’attacco è possibile durante la fase radente, anche se deve essere 

effettuato con molta circospezione visto che l’evoluzione a fuoco attivo in certe condizioni è 

sempre possibile. A volte la presenza del personale terrestre operante con estinguente nei pressi del 

fronte, permette limitati attacchi diretti a sporadiche reazioni esplosive in fase iniziale, sempre 

qualora queste azioni siano limitate e realmente necessarie al fine di scongiurare l’evoluzione a 

fuoco attivo. L'attacco diretto terrestre è invece praticamente inapplicabile su fronti attivi o 

indipendenti. In effetti il rischio, inaccettabile per tutte le componenti impegnate nelle operazioni, 

deriva principalmente dalle alte velocità di propagazione e dalle elevatissime intensità, che spesso 

vanificano anche l'impiego di grandi quantità di estinguente. Dato che la permanenza di personale 

terrestre in zone site in prossimità del fronte (entro 20-30 m) in questi casi non è materialmente 

10 

Nota. Tra le situazioni a rischio (Watch Out Situations) che maggiormente hanno attinenza con tipologie 

in chioma, vi sono le seguenti: 

- Non sei in grado di osservare la parte principale dell'incendio e non sei in contatto con qualcuno che la può 

vedere. 

- La linea di difesa a cui sei stato assegnato viene superata da frequenti fenomeni di spotting. Tale situazione 

è molto a rischio in quanto oltre a vanificare l'opera di contenimento dell'incendio può chiudere le 

squadre operanti sul fronte fra "due fuochi". 

- Stai tentando un attacco diretto frontale con autobotti o mezzi terrestri. 

- Stai operando in una zona dove non conosci il comportamento locale del fuoco e le condizioni che 

influiscono su di esso. 

- Stai lavorando in una zona che non hai potuto osservare di giorno. 

- Stai lavorando su di un versante ripido o in zone ad orografia tormentata, con valloni stretti e selle. 

- Stai operando in attacco indiretto in una zona con elevati carichi d'incendio e combustibili pesanti. 

- L'atmosfera diviene sempre più calda e secca. Progressivi abbassamenti dell'umidità relativa dell'aria 

possono portare nel giro di poche decine di minuti a pericolose variazioni nel comportamento del fuoco. 

- Si verifica un cambiamento di direzione velocità del vento. 

- Stai lavorando per il tracciamento di una linea tagliafuoco in pendio verso l'incendio. 

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possibile per il tempo necessario ad effettuare un sufficiente raffreddamento, non si può verificare 

il requisito fondamentale per l'applicazione dell’attacco diretto terrestre. Disponendo di monitori di 

elevata potenza, montati su alcuni tipi di autobottepompa (gittata fino a 70-90 m), si può avere 

qualche possibilità in più sulle tipologie attive, ma in qualunque modo è necessario il sufficiente 

rifornimento idrico e si deve operare da posizioni di sicurezza. Considerando l'incendio 

indipendente è comunque doveroso sottolineare che, dato il comportamento estremo ed irregolare 

del fuoco, è molto rischioso anche solo permanere nei pressi della testa dell'incendio, poiché tali 

azioni sconsiderate possono non raramente risultare fatali. 

2) attacco indiretto. E’ un tipo di operazione che espone il personale e le attrezzature a rischi 

minori rispetto a quello diretto. In qualunque modo l'efficacia dell'operazione non è scontata e 

dipende da molti fattori, fra i quali il tempo a disposizione, le forze antincendio a disposizione per 

effettuare l'attacco, le condizioni orografico-climatiche della zona dove si opera, il modo di 

realizzazione e le dimensioni della fascia tagliafuoco, il comportamento del fuoco quando 

raggiungerà la zona dove è stata realizzata la linea di difesa, ecc.. Così con fronti veloci è più 

opportuno tentare di realizzare linee tagliafuoco con estinguente, piuttosto che iniziare 

l'asportazione del combustibile, operazione che è facile non possa venire ultimata se non in zone a 

grande distanza dall'incendio. Tuttavia anche nella realizzazione di fasce trattate con estinguente 

l'efficacia è subordinata al fattore tempo. In effetti per gli attacchi effettuati con sola acqua deve 

venire considerato il tempo di evaporazione della stessa, sia ad opera degli agenti atmosferici prima 

dell’arrivo delle fiamme, sia causato direttamente dalle fiamme avanzanti. E' scontata l'inutilità 

dell'operazione qualora l'estinguente evapori totalmente prima dell'arrivo delle fiamme. In queste 

situazioni risulta ottimale l'impiego di alcuni tipi di ritardante, che nella maggior parte dei casi 

riescono a creare un'efficace barriera alle fiamme (ritardanti a breve termine ispessenti e ritardanti a 

lungo termine). Dunque nell'attacco indiretto terrestre con ritardante è doveroso valutare con 

attenzione il tempo di realizzazione, sicuramente più elevato di quello aereo, nonché la possibilità 

di disporre del sufficiente quantitativo di ritardante in tempo utile. 

Inoltre devono venire valutati i mezzi a disposizione e le difficoltà connesse con la 

realizzazione, quali la concentrazione al suolo in base al tipo di combustibile e la disponibilità della 

miscela ritardante in rapporto all'area da irrorare. Problemi si possono presentare a seconda: 

• del tipo di autobotte a disposizione e quindi delle prestazioni della pompa, 

• della possibilità di disporre di una o più condotte di mandata, 

• della difficoltà di stendimento delle tubazioni nelle varie zone d'aspersione. 

Riguardo a quest'ultimo punto è buona norma appoggiarsi ad una rete viaria che permette di 

agire dall'asse centrale della fascia e di realizzarne di larghezza variabile dai 40 ai 50 m. Ciò è vero 

per zone aperte con soli combustibili di superficie (erbacei ed arbustivi), ma non lo è più in zone a 

copertura arborea, dove l'aspersione è molto più difficoltosa, anche in relazione alla densità del 

bosco. Inoltre con la presenza di combustibili aerei aumenta la quantità di miscela ritardante 

necessaria per metro quadrato. 

Utilizzando autobotti leggere con pompe ad alta pressione di piccola portata, invece necessitano 

tempi decisamente elevati. Da ciò risulta chiaro che la realizzazione di un attacco terrestre indiretto 

con ritardante a lungo termine, può risultare un'opera efficace e realizzabile in tempo utile anche 

con mezzi leggeri, solo su incendi radenti (o eventualmente su fuoco passivo), mentre in caso di 

fuoco in chioma attivo le difficoltà risultano notevoli e la probabilità di un insuccesso è molto 

elevata. Pertanto è buona norma scegliere la zona dove effettuare l'attacco con ritardante nei luoghi 

in cui siano presenti solo combustibili di superficie, cioè dove il fuoco dovrà necessariamente 

rimanere radente. In qualunque modo si dovrà prestare molta attenzione agli eventuali focolai 

secondari oltre la linea di difesa. 

Nella realizzazione di fasce disboscate invece è molto importante la previsione dell'intensità 

dell'incendio a cui si dovrà fare fronte, visto che dalla lunghezza della fiamma dipende a grandi 

linee la larghezza della fascia tagliafuoco. Considerando che gli incendi di chioma attivi e 

indipendenti hanno intensità elevatissime, la fascia da realizzare deve essere molto larga, tanto da


essere in grado di impedire l'accensione delle chiome antistanti. Ad esempio le interruzioni di 5-10 

m della continuità orizzontale dei combustibili aerei create dalle piste forestali, non sono sufficienti 

a tale scopo ed è pertanto facile arguire che la fascia disboscata debba avere larghezze ben 

superiori. Dato che il tempo di realizzazione è nella maggior parte dei casi insufficiente qualora 

l'opera debba essere eseguita nella sua totalità (asportazione del materiale tagliato), è necessario in 

questi casi sfruttare tutti gli aiuti che il territorio offre, e cioè le zone dove il fuoco deve 

necessariamente diminuire di violenza. 

ATTACCO AEREO. 

1) attacco diretto. Una maggiore efficacia nell’attacco diretto sui fronti attivi si può avere 

utilizzando i mezzi aerei di una certa potenza. In questi casi la notevole forza d'inerzia della massa 

di estinguente lanciato può penetrare tra i moti convettivi liberati dal fronte e raggiungere il 

combustibile, agendo quindi per raffreddamento e soffocamento. E’ presumibile tuttavia che un 

certo effetto raffreddante o soffocante lo possa esercitare solo la parte centrale della massa di 

estinguente, cioè la parte a maggiore concentrazione e forza d'inerzia, mentre le parti più laterali 

della massa lanciata vaporizzino in conseguenza dell'elevato calore liberato dalle fiamme. Tuttavia 

nella pratica, una notevole importanza riveste l’altezza di lancio, che in questi casi spesso deve 

venire aumentata a causa delle fiamme troppo alte, del fumo densissimo e del vento troppo forte o 

irregolare. Tale fatto causa una notevole dispersione dell'estinguente e la riduzione della forza 

d'inerzia della massa in caduta, oltre a renderla più sensibile ad eventuali derive laterali da parte del 

vento. Da quanto esposto si arguisce che una buona efficacia estinguente si può avere su incendi di 

chioma passivi e solo in casi favorevoli su quelli attivi, mentre in molti incendi indipendenti, anche 

l'attacco aereo risulta inefficace. E’ soprattutto l'impossibilità di poter lanciare con precisione sul 

fronte avanzante (e di interessarlo in tutta la sua larghezza) o sulla zona immediatamente antistante, 

per la mancanza di visibilità causata dal denso fumo della colonna convettiva, per le eventuali 

condizioni meteorologiche avverse o per l'orografia tormentata, che penalizza la precisione e 

l'efficacia del lancio, ecc.. Sono queste le ragioni per cui gli incendi indipendenti risultano 

praticamente inarrestabili fino a che non variano le condizioni del combustibile o i fattori 

meteorologici che ne favoriscono la propagazione, oppure fino a che il fuoco non viene arrestato da 

ostacoli naturali o appositamente predisposti in precedenza sul territorio. 

Oltre all'impotenza pratica dei mezzi di estinzione bisogna anche considerare che di questi si 

deve disporre in sufficiente quantità, al momento opportuno e sul luogo delle operazioni, tre 

condizioni difficilmente realizzabili nel breve lasso di tempo a disposizione prima dell’arrivo del 

fronte in chioma. Per queste ragioni l'attacco aereo risulta più efficace nelle fasi iniziali 

dell'incendio, cioè quando il fuoco è ancora nella fase iniziale di crescita o sta iniziando quella di 

transizione. 

2) attacco indiretto. E’ un metodo molto più rapido rispetto a quello terrestre per realizzare la 

fascia di schiuma o ritardante, anche se la precisione del trattamento è minore. In effetti la 

penetrazione dell'estinguente sotto alla copertura arborea non è sempre sufficiente e con questi 

combustibili il lancio necessita di concentrazioni elevate e complessivamente di un maggiore 

quantitativo di prodotto. In queste situazioni è possibile la successiva propagazione radente del 

fuoco e quindi è facile che si debba effettuare un attacco terrestre per la definitiva estinzione. 

Tutti gli aerei ed elicotteri antincendio presentano possibilità di effettuare fasce tagliafuoco, 

anche se con efficacia diversa a seconda della tecnologia disponibile. I diversi sistemi e metodi si 

possono riassumere come segue: 

• elicotteri leggeri e medi con secchio autoadescante o serbatoio ventrale, pescanti da 

vasche portatili in cui viene effettuata la miscelazione; 

• elicotteri pesanti con serbatoio ventrale, pescanti da riserve idriche adatte ed effettuanti 

la miscelazione direttamente durante il trasferimento sull'incendio; 

• aerei ad ala fissa riforniti di miscela estinguente in aeroporto attrezzato; 

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• aerei ad ala fissa idrovolanti, che si riforniscono mediante la ben nota manovra di scoop 

(caricamento dinamico su specchio d'acqua) in riserve idriche adatte ed effettuanti la 

miscelazione direttamente durante il trasferimento sull'incendio. 

Considerando gli elicotteri leggeri e medi con secchio di piccola capacità (500-1000 l), seppure 

più disponibili e versatili di quelli pesanti, non raramente si presentano difficoltà se non si dispone 

di una riserva di estinguente predisposta o facilmente approntabile a breve distanza dall'incendio, 

specie se i tempi di rotazione risultano troppo elevati. La realizzazione di fasce con schiuma, risulta 

invece efficace con gli elicotteri pesanti o con gli aeromobili ad ala fissa, specie sui fianchi 

dell'incendio dove il fuoco mantiene caratteristiche passive. Inoltre l'effetto prolungato della 

schiuma nel tempo garantisce un effetto preventivo anche sulle eventuali riprese successive ai 

lanci. 

CONTROFUOCO 

Le fasce tagliafuoco con schiuma ed estinguente appena descritte, possono da sole 

contribuire a fermare l'incendio, ma in certi casi è più opportuno che vengano ampliate mediante 

l'applicazione del controfuoco. Come tutti sanno questa tecnica permette, bruciando una fascia di 

vegetazione antistante l'incendio, di creare una zona libera dal combustibile. Le tecniche per 

applicare il controfuoco sono diverse a seconda dello scopo che si vuole raggiungere, del tempo a 

disposizione, dei combustibli presenti, ecc.. Tuttavia nello specifico caso dell'incendio di chioma è 

doveroso effettuare alcune considerazioni. 

1) Il controfuoco acceso può assumere una violenza molto elevata e sfuggire al controllo delle 

forze antincendio, specie in caso di evoluzione tra le chiome. Inoltre in genere il fuoco deve 

procedere in direzione contraria a quella dell'incendio principale avanzante, e pertanto ha una 

velocità molto bassa, paragonabile a quella della coda dell'incendio. Si deve pertanto considerare 

che il controfuoco dovrà interessare una fascia sufficientemente larga per poter risultare efficace 

prima dell'arrivo della testa dell'incendio e per svolgere tale compito necessiterà di un tempo 

notevolmente lungo. 

2) Un controfuoco che brucia solo i combustibili di superficie non ha praticamente alcun effetto 

riduttivo sul carico d'incendio aereo, che anzi potrà paradossalmente aumentare (intendendo la 

predisposizione a bruciare), per effetto del preriscaldamento da parte del fronte di fiamma radente 

appositamente acceso. Pertanto il controfuoco che si mantiene nei combustibili di superficie può 

avere effetto unicamente sul fuoco passivo, o in parte su quello attivo, mentre facilmente è 

inefficace su quello indipendente. 

b. Scenari e problematiche connesse con il fenomeno dello spotting 

Il fenomeno dello spotting rappresenta un serio problema sullo scenario di un incendio 

boschivo, visto che: 

• Su lunghe distanze da origine a nuovi focolai d’incendio, che a seconda dei casi 

possono assumere caratteri di propagazione diversi, con la creazione di nuovi scenari 

d’intervento (a volte impegnativi quanto l'incendio principale). Questi ultimi richiedono 

l’intervento di nuove forze antincendio o distraggono parte di quelle già intervenute 

sull’incendio principale. 

• Su corte distanze permette al fuoco di superare linee di difesa, sia preventivamente 

realizzate (viali tagliafuoco attivi o passivi, linee tagliafuoco verdi, ecc.), sia realizzate 

per l’occasione (vedi figura 16), nonché ostacoli naturali di varia natura. 

• In determinati casi i focolai secondari avanzati possono accelerare sensibilmente la 

velocità di avanzamento dell’incendio, specie quando si innescano in combustibili 

rapidi e la fase di crescita del focolaio risulta molto breve. 

• In caso di situazioni non subito individuate, i nuovi focolai possono isolare il personale 

ed i mezzi terrestri fra due fuochi, con rischio di accerchiamento degli stessi da parte


delle fiamme. In effetti le vie di fuga preventivamente individuate possono venire 

precluse dai nuovi focolai. 

Figura 16. Superamento delle linee di difesa ad opera di episodi di spotting su breve distanza. Tratta da 

CESTI (1990). 

Da quanto esposto si comprende come questo fenomeno possa creare seri problemi alle forze di 

lotta, dato che permette al fuoco di aggirare agevolmente le linee di difesa create sia con l'attacco 

diretto che con quello indiretto. Inoltre non esistono metodi per contenere la propagazione aerea dei 

frammenti accesi e l'unico sistema consiste nell'affrontare i focolai secondari non appena questi 

iniziano a manifestarsi. Per tale ragione l'unico metodo di lotta consiste in una stretta sorveglianza 

delle aree di possibile caduta dei frammenti accesi e nella rapidità d'intervento, considerando che, 

qualora l'attacco al focolaio secondario sia molto rapido le forze necessarie sono normalmente 

esigue. 

c. Problematiche connesse con i vortici 

Da quanto esposto in precedenza, i vortici non sono una semplice manifestazione più o 

meno spettacolare e curiosa del fuoco, ma rappresentano un'insidia abbastanza subdola per coloro 

che operano nei pressi dell'incendio. I rischi derivano principalmente dalla possibilità di spotting e 

dalla potenzialità distruttrice del vortice. 

POSSIBILITA’ DI SPOTTING. I focolai secondari si possono innescare in seguito: 

• alla ricaduta all’esterno del perimetro del materiale ardente sollevato dal vortice, 

• al trasporto diretto di materiale operato dal vortice in migrazione verso l'esterno 

dell'incendio. 

Mentre il primo caso è frequentemente riconducibile a vortici stazionari su focolai localizzati, il 

secondo è più strettamente legato a vortici di maggiori dimensioni e migranti. Questi fenomeni 

inoltre si possono verificare non solo con fronte attivo, ma anche quando il fuoco è ormai sotto 

controllo. In questo caso i frammenti accesi provengono da focolai residui o latenti in grado di 

permettere il distacco di parti di essi. Solitamente con vortici migratori i focolai secondari sono 

disseminati in strisce più o meno continue, corrispondenti al tragitto del vortice. Tali episodi di 

spotting a genesi particolare possono così permettere al fuoco di superare agevolmente linee di 

difesa precedentemente allestite e che altrimenti non avrebbero potuto venire superate dal normale 

fronte di fiamma. 

Possibilità distruttive e di collasso del vortice. E’ un rischio più remoto rispetto al precedente e 

deriva dalla notevole energia legata a questo particolare comportamento del fuoco ed ai venti 

centripeti ad esso associati. Può causare seri danni alle strutture nei pressi dell'incendio, sempre 

qualora il vortice raggiunga dimensioni sufficientemente grandi. Inoltre bisogna ricordare il caso in 

cui vortici orizzontali di grandi dimensioni collassano esternamente al perimetro dell'incendio, 

investendo gli operatori e quindi creando situazioni a rischio elevatissimo. Non si deve trascurare la 

113

114 


possibilità (peraltro abbastanza rara) che fiamme molto violente si invortichino su loro stesse 

ridiscendendo verso il terreno, similmente ad un'onda che si infrange sulla spiaggia, ed investano 

gli addetti antincendio. 

CONCLUSIONI 

I comportamenti descritti nei paragrafi precedenti non sono troppo frequenti durante gli incendi 

boschivi e rivestono indubbiamente una notevole spettacolarità, fatto che può “distrarre” 

momentaneamente anche gli operatori più esperti. Tali risvolti non devono tuttavia trarre in 

inganno, visto che le conseguenze di questi particolari comportamenti del fuoco e del modo più 

parossistico di manifestarsi, pur essendo rari portano a conseguenze spesso difficilmente gestibili 

dalle normali forze antincendio in intervento. 

Per questa ragione è importante sapere che questi fenomeni esistono, a qualsiasi livello 

operativo si è chiamati a ricoprire, ed è doveroso conoscerli anche ad un certo livello di 

approfondimento, specie qualora si ricopra un ruolo direttivo nelle operazioni di estinzione o 

perlomeno nella gestione generale dell’incendio. 

Alla fine degli anni ’90 un team internazionale di ricercatori ha condotto uno studio sul 

comportamento del fuoco di chioma nelle foreste di conifere. L'entità dello sforzo condotto da Enti 

di ricerca e da varie Pubbliche Amministrazioni, mostra quanto sia ritenuta importante la 

conoscenza di questa particolare tipologia e dei fenomeni ad essa correlati. Inoltre il tipo di 

sperimentazione intrapreso evidenzia come il monitoraggio non possa limitarsi ai laboratori, ma 

necessiti di spazi vicini alla realtà, come ad esempio le porzioni di foresta bruciate dai ricercatori 

canadesi già negli anni '60 e '70, nonché i fire plot (75x75 m o 150x150 m) utilizzati di recente 

(1997-2000) nel International Crown Fire Modelling Experiment in Canada (Northwest 

Territories). I risultati di tali esperimenti, similmente a quelli effettuati in Australia su incendi di 

strato erbaceo, forniscono utili indicazioni sul comportamento del fuoco ed integrano le conoscenze 

teoriche derivanti dagli esperimenti scientifici in laboratorio. 

E' comunque doveroso che tali risultati, opportunamente adattati per fini formativi del personale 

addetto, vengano divulgati fra il personale operativo, che ne deve fare tesoro al fine di "applicare" 

le nuove conoscenze migliorando la professionalità e conseguentemente riducendo le occasioni di 

rischio a cui inevitabilmente il personale viene esposto. 

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METHODOLOGIES FOR THE EVALUATION OF FOREST FIRE 

RISK: FROM LONG-TERM (STATIC) TO DYNAMIC INDICES 

Abstract 

Jesús SAN-MIGUEL-AYANZ 

European Commission Directorate General -Joint Research Centre 

Institute for Environment ans Sustainability, Ispra 

jesus.san-miguel@jrc.it 

Every year forest fires burnt about 0.5 million hectares in southern Europe. However, the mechanisms to 

determine forest fire risk for such a region have not been developed until recently. Indicators of forest fire 

risk were usually developed at the local level, or sometimes at the national level. In principle the scale for the 

development of risk indices would be justified by the fact that forest fighting administrations operate at these 

scales. However, forest fire risk is not a local phenomenon. On the contrary, variables at the regional level 

have a direct influence on the forest fire risk. It would be therefore desirable to look at the forest fire problem 

with a more ample view, taking into account regional variables at the European level, or at least at the level 

of the Mediterranean basin, since this is the area that suffers the highest number of fires in Europe. On line 

with this scope, the Natural Hazards project of the EC DG Joint Research Centre (JRC) was established to 

work on the development of fire risk indices at the European level. This article presents the different 

approaches for the evaluation of forest fire risks that are being developed at the JRC in support of national 

civil protection and forest fire administration and in support of the political bodies of the European 

Commission that are responsible for the legislation on this topic.

118 

INTRODUCTION 

Methodologies for the evaluation of forest fire risk: from long-term (static) to dynamic indices 

Forests play an important role in the environment. In particular, forests improve the soil 

properties and regulate the water balance, playing an essential role in the interaction between soil 

and climate (Walter 1973). At the local scale, forests support the flora and fauna of an area. The 

equilibrium between all these factors is fundamental for sustainable development. Many human 

activities depend, directly or indirectly, on the forest´s well-being, thereby contributing to the local 

and global economies (UN-EC-FAO 2000). Fire is also an integral part of many ecosystems, in 

particular the Mediterranean ones. Fire has co-existed with human activities in the Mediterranean 

region for many years. However, the increase in population density in some regions, and the 

decrease of population in some others, have lead to a large increase in the number of fires in the 

European Mediterranean region. Both population increase and population decrease have 

contributed jointly to the increase in the number of fires (See Figure 1b). 

Burnt area (ha) 

1200000 

1000000 

800000 

600000 

400000 

200000 

0 

Burnt area in the 

EU Mediterranean region 

1980 

1982 

1984 

1986 

1988 

1990 

1992 

Year 

1994 

1996 

1998 

2000 

Number of Fires in the EU Mediterranean region 

(a) (b) 

Figure 1. Number of fires and burnt areas from 1980 to 2001 in the five EU Mediterranean Member States 

The extensive use of natural and forest regions as a recreational area has increased the number 

of human caused fires. On the other hand, the decrease of rural population and abandonment of 

agricultural regions has led to the build up of fire fuels on these areas and the consequent increase 

in the number and the damage of forest fires. The evolution of the number of fires and the area 

burnt in the five European Union Mediterranean countries is presented in Figure 1. 

Fire is one of the greatest threats to forests in Southern Europe. An increase in the occurrence of 

fire may prevent the normal regeneration of forests and alter the aforementioned equilibrium 

(Vélez 2000). At the local scale, severe fires cause large economic and environmental damage, 

such as uncontrolled water run-off, soil erosion and desertification (Lavee et al. 1995). Frequent 

fires can also contribute to a decrease of species richness. At the global scale, fires contribute to 

large-scale phenomena such as land cover change and global warming (Kasische et al. 1995, 

Levine 1996). 

In particular, in the Mediterranean region fires burn about half a million hectares of forested 

areas every year. It can be observed on Figure 1a that although the number of fires has been 

steadily increasing in the last decade, the area burnt by fires has not increased. The increase in the 

number of fires has been accompanied by a decrease in the mean area burnt by fire due to the 

improvements in infrastructure and means to extinguish them. This is due to the hundreds of 

million of Euros are spent annually to minimize the devastating effects of forest fires in this region. 

In addition to environmental damage, human casualties may also be added to the long list of fire 

damages. The number of casualties has risen in the last years because of an increase in the number 

of forest fires in all Mediterranean countries. However, it is the supra-national dimension of forest 

fires and their effects that create the need for international strategies on fire management, in 

Number of Fires 

100000 

80000 

60000 

40000 

20000 

0 

1980 

1982 

1984 

1986 

1988 

1990 

1992 

Year 

1994 

1996 

1998 

2000


particular, on fire prevention (Pyne et al. 1996). In this sense, fire risk assessment is crucial 

because it lies at the heart of any fire prevention policy in forested areas. In fact, it is essential to be 

aware of the spatial distribution of areas most at risk in order to allocate efficiently the available 

resources (Vélez 2000). It is important to underline that many of the fires that occur every year 

take place in the forest-urban interface. This is a phenomenom that is becoming more evident as 

cities are enlarged into the surrounding forestry and agro-forestry areas. 

Fire is a complex phenomenon that it is difficult model. It is hard to predict when it will occur 

and how it will evolve. Many factors co-exist for the ignition of a forest fire. These factors go 

from the pure physical conditions of the atmosphere and/or the vegetation to complex human and 

sociological parameters. Since it is critical to minimize the devastating effect of forest fires, several 

forest fire risk indices have been developed. These indices are aimed at determining those areas 

most prone to suffer forest fires, and the period in which the fires may take place. Many forest fire 

risk indices were developed in Europe, in the United States and in Australia taking into account in 

each case a different set of vegetation, meteorological, and sociological variables. These include 

human factors (population density, road density, etc.), topographic variables (orientation, slope, 

etc.), meteorological variables (temperature, relative humidity, etc.) and vegetation-related 

variables (cover type, fuel moisture content, etc.). 

THE CONCEPT OF FIRE RISK 

Traditionally, forest fire risk has been computed at national or local scales using different data 

sources and methodologies. This lead to local or national indices that are not inter-comparable. 

Furthermore, to date there is an apparent disagreement on the meaning of the term fire-risk. 

According to FAO’s terminology (FAO 1986) forest fire risk is “the chance of a fire starting as 

determined by the presence and activity of any causative agent”. The Vocabulary of Forest Fire 

Terms compiled by the DELFI forum (http://www.cinar.gr./delfi/) agrees with this definition, 

stating that fire risk is “the probability of fire initiation”. This type of definition is the one adopted 

in most of indices that are presented on this article. 

Other approaches consider risk as “the potential number of ignition sources” (e.g. Canadian 

Forest Services 1997). It should be noted that fire ignition is not the same as fire initiation, since 

not every ignition outbreak develops into a fire. Other authors such as Chuvieco and Congalton 

(1989) sustain that fire risk is “the union of two components: fire hazard and fire ignition”. In this 

case, the overall risk depends on the fuel and its susceptibility to burn (i.e. hazard), and on the 

presence of external causes (both anthropogenic and natural) leading to fire ignition. Finally, in 

other fields such as the prediction of droughts, or earthquakes, risk is considered as the conjunction 

of two factors, the hazard, or potential threat to humans and their welfare, and the vulnerability, or 

exposure and susceptibility to losses. Following this approach Bachman and Allgower (1998) 

define fire risk as “the probability of a fire to happen and its consequences”. 

Estimating forest fire risk involves identifying the potentially contributing variables and 

integrating them into a mathematical expression, i.e. an index. This is index, therefore, quantifies 

and indicates the level of risk. A literature review of forest fire risk methods shows how different 

approaches are used for the evaluation of fire risk. Not only the variables in the several approaches 

are different, as mentioned above, but also the time scale for the use and update of the derived 

products. There are several perspectives from which forest fire risk indices can be classified. In 

particular, regarding the time-scale of variation of the factors included in the index, fire risk indices 

can be classified into long-term indices and short-term or dynamic indices. 

On one hand, long-term indices are based on variables that change relatively little in the short to 

medium term. These indices, unlike the dynamic indices, can be computed before the fire season 

119

120 


and provide useful information for the improvement of preparedness for forest fire fighting. On the 

other hand, dynamic indices are those based on variables that change nearly continuously. They 

aim to estimate the vegetation water content, or what is also referred to as the vegetation water 

stress. It is assumed that the dryer the vegetation is, the more prone it is to be burnt. Since it is 

difficult and costly to directly estimate the vegetation water content, surrogate variables are used to 

estimate it. This is often done through the use of meteorological variables (Viegas et al. 2000), or 

through the use of vegetation indices computed from remotely sensed data (Paltridge and Barber 

1988, Lopez et al. 1991, Illera et al. 1996). Other studies have used remotely sensed data in 

conjunction with ground-measured meteorological data to infer evapotranspiration rates (Vidal et 

al. 1994), which were then used as dynamic fire risk indices. 

Fire risk indices can also be grouped according to the approach used for the selection and 

integration of the variables. A comprehensive description of the most common methods can be 

found in Chuvieco et al. (1999). 

A EUROPEAN PERSPECTIVE FOR THE EVALUATION OF FIRE RISK 

The history of forest fire fighting starts with local administrations fighting fires in their areas. 

This goes along with a local planning of forest fighting means and a local evaluation of forest fire 

risk. This scaling factor has evolved with time and national forest fire risk is currently available in 

several European Union (EU) countries. However, the regional (supra/national) evaluation of 

forest fire risk is a task that was not tackled for several reasons. Among these the two main 

limitations may have been the lack of regional datasets for the estimation of forest fire risk and the 

lack of regional information of forest fires that would necessarily be used for the calibration and 

validation of the proposed fire risk indices. The European Commission (EC), aware of the strong 

impact of forest fires in the south of the EU, set up in 1997 a research group to work specifically on 

developing and implementing methods for the evaluation of forest fire risk at the European scale. 

This group is since 1999 working as part of the Natural Hazards project of the EC DG Joint 

Research Centre. In addition to investigate the development of new forest fire risk indices, the 

work of this research group has mainly focused on adapting those approaches used by 

national/local forest fire risk indices, which have been proven useful at that scale, to the European 

scale. According to the time scale, the set of European indices developed at JRC includes static or 

long-term indices, dynamic indices, and advanced or integrated indices that include long-term and 

short-term variables. The set of parameters used in the computation of each index as well as the 

methodologies are described in the following sections of this article. A general scheme of the 

different approaches is presented in Figure 2. 

LONG-TERM FOREST FIRE RISK INDICES 

Long-term fire risk indices are based on parameters that do not change in a short period of time. 

These include variables that are fairly static such as the topography and other variables whose rate 

of change is so slow that they can be considered stable for a given period (not smaller than a year). 

It should be mentioned that in order to provide the highest stability to some of these indices over 

time, the values used for some variables are the average values over a given period of time. This is 

the case of the statistical approach of this type of indices. Long-term forest fire indices are 

indicators of stable conditions that favor fire occurrence. In practice they are used to determine 

areas with high risk of fire due to their intrinsic conditions. At the EU level the use of these forest 

fire risk indices may serve to determine areas in which fire prevention should be enforced by means 

of fixed infrastructures. Also, under similar circumstances of weather or vegetation conditions, the 

areas determined as high fire risk by long-term indices should be given priority for surveillance.


Figure 2. Proposed approaches for the computation of forest fire risk indices. 

A first method used to derive long-term fire risk index consists on choosing the variables on the 

basis of a literature review and producing a weighted model in a GIS environment (e.g. Chuvieco 

and Congalton 1989, Jain et al. 1996). To integrate these variables into an index, experts are often 

provided with a set of candidate variables. Then, they are asked to classify these variables into 

groups, and to assign to each variable a weight according to its potential contribution to the risk. 

This methodology is sometimes accompanied by multi-criteria decision techniques (e.g. Alcazar et 

al. 1998) to remove part of the subjectivity in the selection and integration of variables. 

A second approach for the calculation of long-term fire risk indices involves the use of 

mathematical and statistical methods. These include multiple regression techniques, from linear 

models (Castro and Chuvieco 1998) to logist probabilistic models (Loftsgaarden and Andrews 

1992, Chou 1992, Vega García et al. 1995) and neural networks (Vega García et al. 1996, 

Chuvieco et al. 1999). In the statistical approaches, stepwise regression techniques are often used 

to select the explanatory variables. However, this automatic method for variable selection may 

lead to models that do not reflect the reality that it is wished to analyse. 

Three types of European long-term indices were computed at the JRC: 

• Fire Probability Index 

• Statistical Index 

• Likely Damage (vulnerability) index 

Fire Probability Index 

This index estimates the probability of forest occurrence according to a series of long-term 

variables. It was calculated for southern Europe and developed in a raster environment using a grid 

size of 1-km 2 . To estimate the Probability of fire occurrence, three types of variables were 

considered: (1) fuel sources available for burning, (2) topographic variables, and (3) socioeconomic 

variables. Previous studies on forest fire risk showed the interrelationship among these 

121

122 


variables and the fire phenomenon (Chandler et al. 1991). These relationships were used for 

building the model. Specifically, the index considers the risk from the point of probability of 

ignition. Fire recurrence was introduced in the model as a surrogate of the influence of socioeconomic 

agents (human factor). Aspect, within the topographic variables, was selected because it 

is related to the amount of solar illumination the vegetation receives, which influences both the 

type of fuels and their moisture condition. 

The methodology consisted in defining and normalizing the contribution to the risk made by 

each of the three variables according to the literature review on this topic. The final value for each 

cell was calculated by adding up the three contributions. The maximum value obtained (values 

ranging 0-100) pointed up the least favorable areas from the point of view of the fuel status and fire 

history. The advantage of this index is that it points out to problematic areas in the south of the 

European Union. It has, however, the disadvantage of including subjectivity in the selection and 

weighting of the variables. In order to avoid subjectivity in the selection of the variables, a second 

purely statistical method, in which the variables are selected according to statistical parameters, 

was carried on. This is the so-called statistical index. Figure 3 shows the existing long-term forest 

fire risk for southern Europe. 

Figure 3. Long-term forest fire risk for southern Europe 

Statistical index 

As mentioned above, an unsupervised statistical analysis was carried out in order to identify and 

integrate, as objectively as possible, the variables that best explain the fire phenomenon in the 

Mediterranean area. Unlike the previous fire risk index, and imposed by the characteristics of 

some of the data, the new long-term index was computed at the province level, i.e.: at NUTS 3 

level (“Nomenclature of Territorial Units for Statistics”, as defined by EUROSTAT (Eurostat, 

1999). The index was computed for southern Europe including Portugal, Spain, France, Italy and 

Greece. The objective of this new analysis was to obtain a model that would allow: 

1- Knowing which physiographic and socio-economic variables best explain the forest fire 

regime in the southern Europe and which are their relative degrees of influence. 

2- Predicting forest fire risk on medium-long term basis. 

3- Mapping long-term forest fire risk, yielding a useful product for the European organizations 

responsible for forest fires and socio-economic policies.


The index classifies the study area according to the estimated annual mean of fires per square 

km. Multiple regression techniques were used to fit the data to a linear model. Input data for the 

model consisted of 37 independent variables that were extracted from EUROSTAT’s newCronos - 

Regio and GISCO database (Eurostat, 1999). These variables were classified in the following 

groups: 

1. Agrarian statistics (9 variables). 

2. Cattle statistics (4 variables). 

3. Unemployment statistics (2 variables). 

4. Statistics on productions by sectors (3 variables). 

5. Population density, number of urban centres over 20.000 inhabitants, number of 

designated (protected) areas and mean distance to roads. 

6. Topographic variables (3 variables). 

7. Percentages of land occupied by each fuel type (12 variables). 

The European wide fire statistics available at the EC level were used for the dependent variable. 

This variable was expressed as annual average of fires per squared km, at NUTS3 (i.e.: at 

provincial level). The annual average of the number of fires in each Province was calculated over 

the period 1985-1995. Out of the 37 independent variables, 9 were included in the final model. 

From a statistical point of view, the performance of the model is satisfactory. The R 2 (0.7233) and 

the adjusted R 2 (0.7139) indicate the percentage of the dependent variable variance that is explained 

by the independent variables. The final model attained a good predictive power (ranging between 

52% and 72%). This implies, that even though long-term, the index cannot be consider static, i.e. it 

is susceptible of being updated, for instance, every year. The model shows which, among the 37 

potentially explicative variables, are relevant. In addition, it sorts these variables according to their 

relative importance when explaining the response variable. 

Possible improvements of this index may include the use of other types of fits and model 

structures (non-linear) and the incorporation of meteorological data. In particular, of long-term 

weather patterns concerning wind speed and direction, since they could be seen as long-term 

variables. 

Likely Damage index (Vulnerability Index) 

This index aims at the estimation of the Likely damage that a fire would cause if it would take 

place in a given area. In particular, the evaluation of the probable damage may be critical in those: 

(1) natural areas that are extremely valuable because of their environmental interest, (2) areas prone 

to the alteration of the water balance and susceptible to soil erosion and, (3) areas that are close to 

human settlements. The index was developed for the south of Europe. 

The likely damage was estimated by assigning to each cell a vulnerability degree. In this 

context, vulnerability is understood as “an aggregated measure of human welfare that integrates 

environmental, social, economic exposure to a range of harmful perturbations” (Bohle et al. 1994). 

To this purpose, several factors were considered: 

Soil type, slope and the rainfall regime (erosive energy), grouped in a variable called Potential 

erosion; 

Rareness, fragility and environmental interest, through the variable Level of protection, and 

finally, 

Human lives and properties in danger, assessed through the variable Distance to settlements 

(urban, industrial or commercial). 

123

124 


To derive the mentioned variables, data from the Eurostat’s GISCO database were extracted and 

processed in a GIS environment. All the long-term fire risks were normalized between the values 0 

and 100. This range was further divided into five fire risk classes from very low risk to very high 

risk. An example of the likely damage index showing the levels of risk and the area for which 

long-term indices are computed is presented in Figure 4. 

Figure 4. Likely damage long-term index. 

To conclude this section on long-term fire risks, it should be noted that it is possible to integrate 

the two indices, one providing the probability of fire occurrence, and the second providing the 

likely damage. The result could be considered as Integral Long-Term Index. This integrated index 

would help locating not only the areas more prone to fire occurrence, but also the risk that is 

assumed in each case depending on the potential losses. Consequently, this integral index may help 

identifying the areas where the fire-prevention and fire-fighting resources should be allocated with 

priority. 

DYNAMIC RISK INDICES 

Dynamic indices are focused on determining the probability of forest fire ignition and on the 

capability of fire spread. They are mainly based on determining vegetation status. This can be 

accomplished directly through the use of meteorological variables, or indirectly through the 

analysis of vegetation indices computed from remotely sensed data. 

Many of the existing dynamic fire risk indices were developed for a specific geographic area, 

although they are often applied out of the geographical range for which they were computed. 

However, it should be noted that prediction capability of a forest risk index depends closely on the 

quality of the data used, and the data range used in building the model.


Since the weather is the most significant component for the ignition and propagation of a forest 

fire, many meteorological forest fire risk indices have been developed. This is the most commonly 

used index by forest fire services. A second significant type of dynamic risk index is the one based 

on the fuel condition. Vegetation structure and moisture condition has also a strong influence on 

the ignition and the propagation of forest fires. Scientists have studied and evaluated vegetation 

stress by quantifying the amount of water in the plants, and relating this to hydric stress. As 

mentioned before, remote sensing has been used to determine vegetation stress. The Normalized 

Difference Vegetation Index (NDVI) is probably the most often used vegetation index for this 

purpose. 

Two types of dynamic indices are computed at the European level within the Natural Hazards 

project. Meteorological fire risk indices are computed from daily meteorological data, although the 

forecast of these indices will be available in the near future. On the other hand, NOAA AVHRR 

satellite data are used to derive a “vegetation stress” type of index. 

Meteorological indices 

Meteorological forest fire risk indices are computed from daily weather data. In the literature, 

these types of indices are often referred to as fire danger indices. The indices that are currently 

being computed at the JRC were initially developed using data from a wide network of 

meteorological stations covering all Europe. These data were further interpolated to a 50 km by 50 

km grid that was used to compute the meteorological fire risk indices. The work on this subject 

was initially developed in collaboration with the University of Torino (Bovio and Camia, 1999) 

which developed a prototype software (EUDIC) in which six indices were implemented: 

• Behave (Rothermel et al. 1986; Viney, 1991): related to the moisture content of fine 

dead fuel, 

• The Canadian Fire Weather Index (FWI) (Van Wagner and Pickett, 1987): 

composed by six normalized indices indicating the daily variation of water content for 

fuels, the initial rate of spread for propagation, the quantity of fuel and the expected 

intensity of the flame front, 

• Portuguese index (Gonçalves and Lourenço, 1990): based on the assessment of 

atmospheric conditions in the proximity of the fuel layer, 

• Spanish ICONA method - probability of ignition (ICONA, 1993): based on litter and 

fine dead fuels moisture content, 

• Sol Numerical Risk (Drouet and Sol, 1993; Sol, 1990): it is an ignition-propagation 

index, 

• Italian Fire Danger Index (Palmieri et al. 1993): it is derived from Mc Arthur's model. 

This set of indices was selected in order to represent all the meteorological indices that are 

currently being used by forest fire administrations in southern Europe. An example of this type of 

index is presented in Figure 5. 

Forest fire data for southern Europe available at the EC level are used for the calibration and 

validation of the different indices. Once forest fire services became familiar with this type of fire 

risk maps, the JRC moved to the computation of forest fire risk forecast. For this purpose 

forecasted data from the meteorological models is used for the computation of the fire risk. 

Currently, the JRC provides through the so-called European Forest Fire Risk Forecasting System 

(EFFRFS) the 1, 2, and 3 day forecast of fire risk. These data, which are available in the web site 

of the Natural Hazards project at http://natural-hazards.jrc.it/fires, are also be distributed every 

day, from May to October, to forest fire administrations and civil protection agencies throughout 

Europe through Internet. 

125

126 


Figure 5. Example of one of the Canadian Fire Weather Index computed within the Natural Hazards project 

at JRC. 

Vegetation stress indices 

Remote sensing is a cost-effective method to obtain spatially distributed data over a fairly large 

region. Data from the National Oceanic and Atmospheric Administration - Advanced Very High 

Resolution Radiometer (NOAA AVHRR) sensor have been used for many purposes. One of the 

applications has been the computation of vegetation indices that would monitor the phenological 

status of the vegetation. The application of these indices might, in principle, help in detecting 

stress stages of healthy vegetation. Although the stress can be caused by many factors, in the case 

of applying vegetation indices for monitoring forest fires it is assumed that hydric stress caused by 

a period of drought is the cause of the stress. Vegetation dryness may thus be related to a higher 

probability of fire ignition and propagation. 

Illera et al. (1996) carried out a study in which the cumulative slope of the normalized 

difference vegetation index (NDVI) showed correlation with the location of fairly large fires. The


vegetation stress index (VSI) that is being computed within the Natural Hazards project of JRC is 

also based on the cumulative slop of the NDVI over the summer. NDVI is computed from 

maximum value composite (MVC) of the index over ten day periods. This procedure is used in 

order to avoid abnormal daily fluctuations of the NDVI. The VSI is computed every ten-day 

period during the summer season as summer constitutes the peak of the fire activity for the 

Mediterranean region. It could be argued that there are secondary peaks of fire activity on winter 

and spring, when fires occur mainly on mountainous areas. However, even if winter or spring 

drought could cause stress on vegetation, this would be nearly impossible to detect with the use of 

vegetation indices due to the phenological stage of vegetation. 

The slope of the NDVI curve is computed taking as a reference the NDVI at the beginning of 

the fire season, i.e. the NDVI at the beginning of June for each year. Higher absolute values of the 

cumulative slope should therefore be correlated to higher fire risk. In order to avoid fluctuations of 

the NDVI due to agricultural crops and other miscelanous land uses, the NDVI is only computed 

over forestry and agro-forestry areas of Europe. These areas are determined with the use of the 

European CORINE landcover database (European Commission, 1994). The spatial resolution of 

the index is 4.4 km, since a 4 x 4 NOAA AVHRR pixel window is used for the computation of the 

NDVI. The use of this window is recommended to avoid misregistration errors when obtaing the 

maximum value composites of the NDVI. Geometrical registration of the NOAA AVHRR pixels 

is nearly impossible due to the lack of accurate information to correct orbit parameters. The 

validation and calibration of the index in order to determine the range of values for assigning the 

various levels of risk is in progress. Figure 6 presents an example of the index for a given ten day 

period. 

Figure 6. Example of the Vegetation stress fire risk index 

ADVANCED FOREST FIRE INDEX 

A forest fire risk index that agglomerates several of the factors that are independently taken into 

account by the long-term and dynamic indices is the one referred to as advanced forest fire risk 

index or Fire Potential Index. This has been adapted to the European context following the 

methodology originally developed for the fire potential index (FPI) by Burgan et al. (1998). The 

FPI was developed for the whole U.S.A and it has been successfully validated in California and 

127

128 


other Mediterranean-climate areas. The implementation of the FPI was initiated in collaboration 

with several organizations: U.S. Geological Survey EROS Data Center and the U.S. Forest Service. 

The first two organizations participated in the development and implementation of the FPI in the 

U.S.A. 

The model requires the knowledge of three vegetation variables: the live-ratio, the moisture 

content of small dead vegetation, and the fuel type, whose computation is described in the 

following paragraphs. The live-ratio is computed by comparing the current and maximum values of 

the Normalized Difference Vegetation Index (Goward et al. 1990) of an area in a given period. A 

five-year period (1994-1998) was used in this study. The percentage of vegetation that is 

considered as living fuel is derived from the live-ratio. The moisture content of small dead fuels is 

estimated from meteorological parameters. Finally, the fuel type classification, based on the 

National Fire Danger Rating System (NFDRS) (Deeming and Brown 1975), is used to assign dead 

fuel extinction moisture content values to each type. These values indicate dead fuel moistures 

above which fires will not spread. 

The live-ratio 

The live ratio is defined as percentage of live fuel load with respect to the total fuel load. 

Atmospheric correction following Tanre et al. (1990) and radiometric calibration using post-flight 

coefficients were applied the raw NOAA-AVHRR optical bands to obtain reflectance values from 

which the Normalized Difference Vegetation Index (NDVI) was computed. The NDVI values 

were computed for a five-year interval (1994-1998), and the live-ratio was then derived as: 

Live − ratio = 0. 

25 

+ 

× 

⎛ NDVI 

0. 

50 ⎜ 

⎝ 

max 

NDVI 

absolute−max 

where, NDVImax represents the maximum NDVI on a given location in the considered five-year 

period, while the NDVI absolute-max is the overall maximum NDVI on any location in Europe during 

the same period. 

The moisture-content 

Small dead fuels are defined as those dead fuels that take ten hours in loosing 63% of the 

difference between their initial moisture content and equilibrium moisture content in an atmosphere 

of constant temperature and humidity. In forest fire terminology these fuels are also referred to as 

Ten Hour Lag Fuels (Fm10hr). The moisture content of the small dead fuels, including fuels cured 

during the dry season, is empirically computed as a proportion of the equilibrium moisture content 

according to: 

where: 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

Fm 10 hr = 1. 

28 × emc 

emc = 2 . 22749 + 0. 

160107 × hf − 0. 

014784 × tf , if 10% ≤ hf ≤ 50% 

2 

emc = 21. 

0606 + 0. 

0. 

005565 × hf − 0. 

00035 × hf × tf − 0. 

483199 × hf , if hf ≥ 50% 

emc = 0 . 03229 + 0. 

281073 × hf − 0. 

0. 

000578 × hf × tf , if hf ≤ 10% 

Where hf and tf are the relative humidity and the air temperature, respectively, corrected for 

solar heating (Fosberg and Deeming 1971).


In the original methodology for the USA, data from meteorological stations were interpolated 

using an inverse distance squared algorithm. This contrasts with the sophisticated process that was 

used in Europe. In the European context, the moisture content was calculated using meteorological 

data collected from hundreds of stations in Europe and interpolated to a 50 by 50-km grid. For this 

purpose a selection procedure was used to determine the most suitable stations to derive the 

meteorological parameters for each grid cell. The selection procedure relied on similarity criteria 

between the station and the cell that took into account the distance, the difference in altitude, the 

difference in distance to coast, and the separation from climatic barriers (Segers et al. 1999). Once 

this selection was made, the average of the values of the selected stations, corrected for altitude, 

was assigned to the grid-cell. Exceptions to this procedure were the rainfall that was taken directly 

from the most suitable station and the cloudiness percentage, which was derived from daily 

NOAA-AVHRR data. 

The fuel type map 

In Europe, fuel type maps exist only at the national or local scales in some countries. Often they 

are not comparable between countries because they do not use the same fuel type classification. It 

was thus necessary to derive a European fuel type map in order to be able to compute the FPI. The 

European fuel map was obtained from the intersection of the European CORINE land cover 

database (CLC), and the Natural Vegetation Map (NVM) of Europe (Eurostat 1999). First, the 

CLC, with a minimum mapping unit of 25 ha, was used to mask out agricultural and non-vegetated 

land. However, the CLC legend can be considered relatively poor, since only 44 classes are 

distinguished. On the other hand, the NVM at a 1:3000000 scale depicts over 100 vegetation 

associations. The intersection of the CLC with the NVM in a GIS allowed stratification of the CLC 

categories into different vegetation associations. Then, the relationship between the obtained map 

classes and the standard NFDRS fuel types was investigated. The NFDRS fuel model key was used 

to assign to each vegetation association a fuel type depending on the characteristics of the 

predominating understory. These included the presence of absence of slash, the density and height 

of woody shrubs, and the type of perennial or annual forbs and grasses. 

In the model, the proportion of live load varies as a function of the fuel type and the relative 

greenness (RG) (Burgan et al. 1993). The RG values are used in the model to divide the live load 

into living and cured fuels. 

It is foreseen that some adjustments to the original methodology will probably be introduced, 

mainly because of the restrictions imposed by the intrinsic characteristics of data sets available at 

the European scale. The model requires as inputs NDVI values to calculate the Relative Greenness 

(RG), meteorological data (Maximum Air Temperature, Relative Humidity, Cloudiness and 

Rainfall) to estimate the Ten Hours Time Lag Fuel Moisture Content (10-HFMC) and a fuel map to 

estimate the dead fuel loads. The Fuel map of Europe produced as input for the model will be an 

important result, since no other fuel map exists at a European scale. In the near future, the system 

will provide a daily FPI computed for most European countries and North Africa. 

The current working resolution and that of the outputs so far obtained is a 4.4-km cell. The area 

for which the index is computed includes Europe and North Africa. Figure 7 shows an example of 

the Fire Potential Index. 

129

130 

Figure 7. Fire Potential Index 


The FPI is currently produced by using forecast meteorological data for updating the 

meteorological parameters of the index. A short description of the index and the first analysis of 

the results in Europe have been recently published (Sebastian-Lopez et al. 2002). First results using 

forecast data are already available at http://natural-hazards.jrc.it/fires/risk/products/dynamic/euffistest.html 

, but the validation of this current data is still ongoing 

Further studies will consist on an uncertainty analysis to quantify the repercussion in the model 

of the uncertainty of the inputs. A sensibility analysis will be carried out to study how the variation 

in the output (FPI) can be apportioned to the different sources of variation. These two studies 

should give important insights for the optimization of the model and its adaptation to the European 

(regional and/or national) particularities. This index, as well as the other indices, and additional fire 

research information are available at the Natural Hazards server at JRC http://naturalhazards.jrc.it/fires/.

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Il fuoco in foresta - Territorio e Sistemi agro-forestali - Università ...

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