LIFE10 NAT/IT/000239
Il monitoraggio delle popolazioni
astacicole del Friuli Venezia Giulia:
II stato di avanzamento
(analisi dati ambientali)
A.F. Inghilesi1, L. Aquiloni1, F. Gherardi1, F. Giovannelli1, G. Mazza1, G.A.
Moro2, M. Trenta1, E. Tricarico1, V. Villani1 & F. Scapini1
1 Dipartimento di Biologia, Università degli Studi di Firenze, Firenze
2 Biologo consulente esterno per l’Ente Tutela Pesca
Sommario
1. INTRODUZIONE .......................................................................................................................................... 4
1.1 Indice Biotico Esteso (I.B.E.) .................................................................................................................... 4
1.2 Analisi della US della comunità macrobentonica .................................................................................... 5
1.3 Analisi della struttura funzionale della comunità macrobentonica ........................................................ 6
1.4 Indice di Funzionalità Fluviale.................................................................................................................. 7
2. ATTIVITÀ DI CAMPO E RACCOLTA DATI ......................................................................................................... 9
2.1. Raccolta macroinvertebrati stazioni RARITY e indice IBE ....................................................................... 9
2.2 Analisi della comunità di macroinvertebrati ......................................................................................... 15
2.3 Analisi della struttura della comunità di macroinvertebrati ................................................................. 18
2.4 Indice di Funzionalità Fluviale................................................................................................................ 20
3 INTEGRAZIONE CON I DATI ARPA ................................................................................................................. 20
3.1 La comunità di macroinvertebrati ......................................................................................................... 22
3.2 La struttura funzionale della comunità macrobentonica ...................................................................... 23
4. DISCUSSIONE E CONCLUSIONI ..................................................................................................................... 25
Box1: Haitia acuta e Physa fontinalis: alloctono e indigeno a confronto ................................................... 28
Ringraziamenti ................................................................................................................................................. 29
BIBLIOGRAFIA .................................................................................................................................................. 29
1. INTRODUZIONE
Per una corretta programmazione degli interventi di gestione delle popolazioni di gamberi è necessario
analizzare le principali pressioni ambientali e antropiche alle quali le popolazioni sono sottoposte. I dati
ambientali hanno un ruolo fondamentale, dunque, per permettere una valutazione accurata dello stato di
salute dell’ecosistema “fiume” e degli eventuali impatti esercitati dalla presenza del gambero alloctono
invasivo Procambarus clarkii.
I gamberi sono specie onnivore che possono determinare un forte impatto sulla comunità macrobentonica.
In particolare, è noto che P. clarkii è in grado di alterarla sia per via diretta, ad esempio attraverso la
predazione, sia per via indiretta in quanto modifica profondamente l’ambiente elettivo di queste specie. In
particolare, è stato dimostrato che i macroinvertebrati rappresentano una frazione importante della dieta
di P. clarkii (Gherardi & Barbaresi 2008) tanto da causare in breve tempo una drastica riduzione della loro
ricchezza specifica e abbondanza (Gherardi & Acquistapace 2007). Per questo motivo, l'analisi della
comunità macrobentonica, in termini di composizione, ricchezza, ruolo trofico, modalità di nutrizione e di
movimento, può essere impiegata per valutare l’eventuale impatto esercitato da gamberi, autoctoni e
alloctoni sugli ambienti occupati. L’elaborazione di indici quali l’IBE e l’IFF così come l’analisi della
composizione e della struttura funzionale della comunità di macroinvertebrati possono, infatti, fornire utili
indicazioni per determinare lo stato di qualità dei corsi d’acqua nelle stazioni di monitoraggio e per valutare
le possibili alterazioni che questi ecosistemi potrebbero aver subito in seguito all’arrivo della specie invasiva
P. clarkii.
Inoltre, questo tipo di indagine sul territorio fornisce anche utili informazioni sulle specie presenti nei
diversi ambienti dulcacquicoli regionali, sugli eventuali endemisimi e sulla presenza di altre specie rare o
minacciate dalla presenza di alloctoni. Le azioni di campo previste nel progetto RARITY, infatti, pur avendo
come specie target i gamberi dulcacquicoli, rappresentano uno strumento importante per valutare la
biodiversità presente nei corpi idrici regionali. Proprio grazie al lavoro svolto nell’ambito del progetto è
stato possibile individuare altre specie alloctone potenzialmente pericolose, come il mollusco Haitia acuta
che minaccia la specie indigena Physa fontinalis, e segnalarne i siti di presenza (vedi box di
approfondimento).
1.1 Indice Biotico Esteso (I.B.E.)
L’Indice Biotico Esteso (I.B.E.) deriva dal Trent Biotic Index (Woodiwiss, 1964) rielaborato come “Extended
Biotic Index” (E.B.I.) e utilizzato nei paesi anglosassoni. Successivamente quest’ultimo è stato adattato per
un’applicazione standardizzata ai corsi d'acqua italiani (Ghetti 1997) ottenendo così l’I.B.E. Esso consente di
determinare la qualità biologica di un corso d’acqua valutando la presenza di determinati taxa (Unità
Sistematiche, U.S.) che viene convertita in valori numerici convenzionali (Indice Biotico) e in Classi di
Qualità. In particolare, l’Indice consente di verificare la qualità delle acque correnti in base allo studio delle
modificazioni nella composizione della comunità di macroinvertebrati bentonici causate da fattori
d’inquinamento o da significative alterazioni dell’ambiente.
I macroinvertebrati bentonici sono organismi con dimensioni non inferiori al millimetro che vivono sul
fondo del corso d’acqua. La maggior parte è specializzata per un determinato habitat: di conseguenza, la
diversità nella comunità riflette la diversità dei microambienti. La scelta ricade su questi organismi, in
particolare sullo stato larvale, anche per altri motivi: rispondono rapidamente a variazioni minime delle
caratteristiche ambientali, risiedono stabilmente in un determinato sito senza spostarsi, hanno un ciclo
vitale prolungato e sono relativamente semplici da campionare e da identificare.
L’Indice, quindi, si basa sulla diversa sensibilità ai fattori di alterazione dell’ambiente nei diversi gruppi di
macroinvertebrati e sulla ricchezza complessiva in Unità Sistematiche della comunità esaminata.
Dal momento che l’I.B.E. evidenzia gli effetti ma non definisce le cause delle alterazioni osservabili sugli
organismi in esame, deve essere integrato con le analisi precedentemente citate. Inoltre, non può essere
utilizzato successivamente ad eventi idrologici eccezionali come magra prolungata o forte piena, né in
prossimità di scarichi.
L’Indice può assumere un valore da 1 a 14 al quale corrisponde una Classe di Qualità delle acque che va da
I, la condizione migliore, a V, quella peggiore.
Per calcolare questo Indice si utilizza una tabella a doppia entrata in cui nella prima entrata orizzontale, di
tipo qualitativo, sono riportate le Unità Sistematiche (US) che dall'alto al basso segnalano una minore
sensibilità all'inquinamento o a fenomeni di alterazione; nella seconda entrata, quella verticale, si
inseriscono il numero totale delle Unità Sistematiche trovate (Tabella 1). L'incrocio tra l'ingresso orizzontale
e verticale si traduce in un valore numerico, appunto l’Indice IBE, indicante con un numero da 1 a 14 la
crescente qualità dell'ambiente fluviale. Per convenzione internazionale e per praticità, questa scala è stata
suddivisa in Classi di Qualità (I-V) ciascuna rappresentabile in cartografia con un colore (Tabella 2)
(Campaioli & Ghetti 2003).
Tabella 1. Tabella a doppia entrata per il calcolo del valore di IBE (Campaioli & Ghetti 2003).
TAXA PRES ENTI
PLECOTTERI
(Leuctra se presenti Efemerotteri)
EFEMEROTTERI eccetto Baetidae e
Caenidae
> 1 U.S.
1 U.S.
TRICOTTERI + Baetidae e Caenidae (+
Leuctra)
GAMMARIDI / ATIIDI / PALAEMONIDI
AS ELLIDI / NIFARGIDI
OLIGOCHETI / CHIRONOMIDI
ALTRI
NUMERO TOTALE DI U.S . COS TITUENTI LA COMUNITÀ
0-1
2-5
6-10
11-15 16-20 21-25 26-30 31-35 >36
8
9
10
11
12
13
14
7
8
9
10
11
12
13
> 1 U.S.
1 U.S.
-
-
7
6
8
7
9
8
10
9
11
10
12
11
-
> 1 U.S.
1 U.S.
U.S. Superiori assenti
U.S. Superiori assenti
U.S. Superiori assenti
U.S. Superiori assenti
1
-
5
4
4
3
2
-
6
5
5
4
3
-
7
6
6
5
4
-
8
7
7
6
5
-
9
8
8
7
-
10
9
9
8
-
11
10
10
9
-
-
Tabella 2. Tabella di conversione del valore di IBE in Classi di Qualità con relativo colore per la rappresentazione cartografica e
giudizio di qualità.
VALORE DI I.B.E.
CLAS S E DI QUALITÀ
GIUDIZIO DI QUALITÀ
10-11-12-13-14
8-9
6-7
4-5
1-2-3
CLAS S E I
CLAS S E II
CLAS S E III
CLAS S E IV
CLAS S E V
Ambiente non alterato in modo sensibile
Ambiente con moderati sintomi di alterazione
Ambiente alterato
Ambiente molto alterato
Ambiente fortemente degradato
1.2 Analisi delle US della comunità macrobentonica
La comunità macrobentonica è stata analizzata anche utilizzando alcune tecniche di analisi multivariata che
hanno permesso di tenere conto di tutte le US rinvenute nel campione, anche di quelle che sono state
escluse ai fini del calcolo IBE. L’obiettivo è stato quello di valutare la presenza di anomalie nella comunità di
macroinvertebrati delle stazioni di monitoraggio e, in caso di presenza, analizzare le US coinvolte e le
possibili cause di queste alterazioni (presenza di gamberi o differenze ambientali legate alla quota).
La matrice di dati costruita con le abbondanze delle varie US nei campioni raccolti è stata inizialmente
analizzata utilizzando il non-metric Multi Dimensional Scaling (nmMDS), che elabora una mappa
autocostruita in cui i campioni vengono posizionati secondo il loro grado di somiglianza relativo, misurato
mediante l’indice di Bray-Curtis dopo trasformazione log (x+1). Sugli assi, quindi, non sono riportate le
distanze cartesiane, ma distanze autoreferenziate. La distorsione necessaria per compiere questo
ordinamento, attraverso successive interazioni, viene espressa come “misura di stress” inversamente
proporzionale alla sua attendibilità.
I risultati ottenuti con la nmMDS sono stati successivamente analizzati mediante la Permutational
Multivariate Analysis of Variance (Anderson et al. 2008). La PERMANOVA lavora con fattori fissi o random
(fisso: presenza/assenza di A. pallipes o P. clarkii; random: quota 0-50 m.s.l., 51-300 m.s.l., >300 m.s.l.)
all’interno dei quali i campioni vengono analizzati e comparati. Si tratta quindi di uno strumento di indagine
che consente di scomporre la varianza nelle sue parti restituendo un valore di F e una misura di
significatività P per ogni fattore e per le loro interazioni. Questo valore viene ricavato attraverso migliaia di
distribuzioni casuali dei campioni all’interno dei fattori definiti nel disegno sperimentale, ottenendo così
una distribuzione nota dei valori di F.
Livelli diversi per ogni fattore vengono poi confrontati mediante post-hoc test (o test di confronto a coppie)
permettendo di ottenere un valore di t e una misura di probabilità associata per valutare se tra coppie di
campioni appartenenti a uno stesso fattore ci siano differenze significative.
Una volta che l’analisi della PERMANOVA ha evidenziato delle differenze, è stata eseguita la Canonical
Analysis of Principal Coordinates (CAP) per individuare quali siano le variabili (le nostre Unità Sistematiche)
responsabili di tali differenze. La mappa creata consente di massimizzare lungo gli assi, CAP1 e CAP2, la
differenza fra i livelli di uno stesso fattore, permettendo di valutare quali siano le variabili altamente
correlate con questi assi e che abbiano quindi un ruolo nel caratterizzare campioni appartenenti a gruppi
differenti. La CAP quindi chiarisce quali siano le Unità Sistematiche che determinano la variabilità dei
campioni in base al fattore gambero e/o quota.
Tutte queste analisi sono state eseguite con il programma PRIMER 6 Version 6.1.12 (Clarke & Warwick
2001) e l’estensione PERMANOVA + Version 1.0.2. (Anderson et al. 2008).
1.3 Analisi della struttura funzionale della comunità macrobentonica
Oltre che nella sua composizione, la stessa comunità macrobentonica è stata analizzata anche nella sua
struttura trofica. Per effettuare questa indagine, le US sono state suddivise in base al loro ruolo trofico e
alle loro modalità di nutrizione seguendo la classificazione proposta da Campaioli & Ghetti (2003).
Ruolo trofico

carnivori (C): si nutrono di altri animali (invertebrati o piccoli vertebrati);

detritivori (D): si nutrono di detrito vegetale o animale;

erbivori (E): si nutrono di organismi autotrofi.
Modalità di nutrizione






collettori: si nutrono di particelle organiche di dimensioni <1 mm e si suddividono in collettori aspiratori
(A) e filtratori (F). I primi aspirano il particolato organico deposto sul substrato di fondo e gli altri
filtrano quello trasportato dalla corrente;
filtratori con rete (Fr): si tratta di alcuni Tricotteri che filtrano producendo reti con dimensioni di maglie
variabili. Si nutrono mangiando le particelle rimosse dalla rete (animali e vegetali) e, periodicamente,
anche la rete;
tagliuzzatori (T): si nutrono di elementi grossolani di materia organica quali foglie cadute, rametti,
organismi morti (riducono i detriti in particelle fecali con diametro <1 mm);
raschiatori (R): si nutrono principalmente di alghe e di altri organismi che incrostano i substrati duri;
predatori (P): catturano prede vive mediante apparati buccali specializzati;
predatori succhiatori (S): succhiano i liquidi corporei di altri organismi.
Per alcuni taxa è difficile definire un unico ruolo trofico e/o un’unica modalità di nutrizione: in molti casi,
infatti, una stessa Unità Sistematica svolge contemporaneamente diversi ruoli. In questo caso, l’US
considerata è stata conteggiata tante volte quanti sono i ruoli trofici e/o le modalità di nutrizione che
svolge. Inoltre, si possono presentare situazioni in cui si hanno un ruolo trofico e/o una modalità di
nutrizione prevalenti associati ad una secondaria: quest’ultima è stata inserita fra parentesi e non è stata
conteggiata nell’analisi.
I macroinvertebrati sono stati inoltre classificati secondo la loro rapidità di movimento ed è stata analizzata
la composizione della comunità sulla base delle diverse categorie di movimento (Gherardi et al. 2009) è
stata analizzata per comparare diverse stazioni. Dato che il successo di predazione del gambero e quindi la
sua capacità di influenzare per via diretta la componente biotica è legato alla rapidità delle sue possibili
prede (Lodge et al. 1994; Nyström et al. 1996; Perry et al. 1997; Nyström et al. 1999), le US sono state
suddivise in due categorie in base alla loro “catturabilità”:

veloci (V): organismi che sono predati con difficoltà a causa della loro rapidità di movimento (Plecotteri,
Efemerotteri, Coleotteri, Crostacei, Eterotteri);

lenti (L): organismi che possono essere predati con relativa facilità in quanto sedentari o scarsamente
mobili (Gasteropodi, Tricotteri, Ditteri, Odonati, Anellidi).
In queste analisi, la normalità e l’omogeneità dei dati sono state controllate utilizzando il test di
Kolmogorov-Smirnov e il test di Levene. Le percentuali delle US distinte in base al ruolo trofico prevalente,
alla modalità di nutrizione e alla rapidità di movimento sono state prima normalizzate con la
trasformazione arcoseno radice quadrata e poi analizzate con un Modello Generale Linearizzato (GLM;
statistica: F) a due fattori (fattore gambero: presenza/assenza di A. pallipes o P. clarkii; fattore ruolo trofico
prevalente o modalità di nutrizione o rapidità di movimento) seguito dai post-hoc di Bonferroni o il t-test
per due campioni indipendenti (statistica: t). Il livello di significatività per il quale l’ipotesi nulla viene
rigettata è =0.05.
1.4 Indice di Funzionalità Fluviale
L'indice di funzionalità fluviale deriva dal Riparian Channel Environmental Inventory (RCE-I) ideato da R.C.
Petersen (1992) con lo scopo di cercare informazioni ecologiche e capire lo stato degli alvei e delle fasce
riparie dei corsi d'acqua svedesi. Il metodo fu sperimentato in Italia nei fiumi del Trentino. Nel 1993 subì un
riadattamento alle esigenze della nuova realtà ambientale per opera di Siligardi e Maiolini, e fu ribattezzato
come RCE-II.
Il metodo adattato si rilevò però fin da subito insufficiente e inadatto alle realtà dei nostri corsi d'acqua.
Dopo una lunga esperienza di studio degli ambienti fluviali, si rese necessario mettere a punto un metodo
calibrato e generalizzabile per coprire le varie tipologie dalla situazione italiana e le reali esigenze dei tecnici
addetti al monitoraggio dei fiumi.
A tal fine, l'ANPA (l'allora Agenzia Nazionale per la Protezione Ambientale), costituì nel 1998 un gruppo di
lavoro che modificò sostanzialmente il precedente metodo sino ad ottenere nel 2000 un indice, l'IFF
appunto, in grado di fornire una nuova chiave di lettura dei corsi d'acqua in relazione alla loro funzionalità.
L’indice di funzionalità fluviale (APAT 2007) si inserisce in una fase importante di cambiamento in Italia,
della gestione del ciclo delle acque. Nel 1999, infatti, entra in vigore il decreto legislativo n° 152 che affida
all’ANPA il compito di mettere a punto e divulgare nuovi metodi per la determinazione della qualità per le
matrici acqua e sedimento. Nel 2000, gli stati membri dell’Unione Europea, dopo una lunga elaborazione
iniziata negli ultimi anni ottanta, hanno adottato la Water Framework Directive (WFD) 2000/60/CE che
definisce i principi generali e gli obiettivi per l’azione comunitaria in materia d'acque.
L’uso di questo indice è nato con l’esigenza dell’individuazione di metodi di valutazioni più olistici e sintetici
che, allargando l’orizzonte dell’indagine, tenessero conto di un più ampio ventaglio di elementi ecosistemici
e indagassero sull’insieme dei processi coinvolti nelle dinamiche fisiche e biologiche fluviali.
L’obiettivo principale dell’IFF consiste nella valutazione dello stato complessivo dell’ambiente fluviale e
della sua funzionalità, intesa come risultato della sinergia e dell’integrazione di fattori biotici ed abiotici
presenti nell’ecosistema acquatico e in quello terrestre ad esso collegato. L’applicazione di questo indice
potrà documentare l’impatto devastante di molti interventi di sistemazione fluviale e l’esigenza di adottare
modalità di sistemazione più rispettose.
Attraverso la descrizione di parametri morfologici, strutturali e biotici dell’ecosistema, interpretati alla luce
dei principi dell’ecologia fluviale, vengono rilevati la funzione ad essi associata, nonché l’eventuale grado di
allontanamento dalla condizione di massima funzionalità.
La scheda IFF si compone di una parte iniziale relativa alle informazioni ambientali di corredo e di
quattordici domande che riguardano le principali caratteristiche ecologiche di un corso d’acqua; per ogni
domanda è possibile scegliere una sola delle quattro risposte predefinite.
Le domande possono essere raggruppate come segue:
Le domande 1-4 riguardano le condizioni vegetazionali delle rive e del territorio circostante al corso
d’acqua. Uso del territorio e ampiezza della zona riparia naturale.
Le domande 5 e 6 si riferiscono all’ampiezza relativa dell’alveo bagnato e alla struttura fisica e
morfologica delle rive.
-
Le domande 7-11 considerano la struttura dell’alveo.
Le domande 12-14 rilevano le caratteristiche biologiche attraverso l’analisi strutturale delle
comunità macrobentonica e macrofitica e della conformazione del detrito.
Alle risposte sono assegnati pesi numerici raggruppati in quattro classi (con peso minimo 1 e massimo 30).
Il valore di IFF, ottenuto sommando i punteggi parziali relativi ad ogni domanda, può assumere un valore
minimo di 14 e uno massimo di 300.
I valori di IFF vengono tradotti in 5 livelli di funzionalità, espressi con numeri romani (da I che indica la
situazione migliore a V che indica quella peggiore), ai quali corrispondono i relativi giudizi di funzionalità
(Tabella 3); sono inoltre previsti livelli intermedi al fine di meglio graduare il passaggio da un livello all’altro.
Ad ogni Livello di Funzionalità viene associato un colore convenzionale per la rappresentazione cartografica.
Tabella 3. Valori di IFF, con relativi livello di funzionalità, giudizio di funzionalità e colore utilizzato per la cartografia dei risultati.
Nell’ambito del progetto RARITY, il calcolo di questo indice è stato effettuato nelle stazioni di monitoraggio
lungo un tratto del corso d’acqua di circa 200 metri. Obiettivo del nostro lavoro era, infatti, quello di
valutare la funzionalità fluviale in relazione alla popolazione astacicola eventualmente presente nella
stazione di monitoraggio.
2. ATTIVITÀ DI CAMPO E RACCOLTA DATI
2.1. Raccolta macroinvertebrati stazioni RARITY e indice IBE
Nel corso del primo anno di monitoraggio del progetto RARITY, il campionamento dei macroinvertebrati
direttamente svolto dal personale dell’Ente Tutela Pesca del Friuli Venezia Giulia (ETP) è stato eseguito in
38 stazioni (Figura 1; Tabella 4). In nessuna di esse era stato segnalato Procambarus clarkii. Il
campionamento dei macroinvertebrati è stato effettuato secondo le modalità riportate nel Protocollo
Indice I.B.E. (vedi p. 25, Protocolli di monitoraggio). Il campionamento della comunità macrobentonica è
stato svolto in modo qualitativo, secondo la metodica IBE.
Figura 1. Le stazioni RARITY con campione di macroinvertebrati per IBE raccolto durante il primo anno di monitoraggio (2012).
Tabella 4. Elenco delle stazioni di monitoraggio dove sono state eseguite le raccolte dei macroinvertebrati ad opera del
personale ETP, all’interno del progetto RARITY (estate -autunno 2012).
Codice
RARITY
13047RN
Stazione
Altitudine
m s.l.m.
220
Bacino
idrografico
Isonzo
Caratteristiche
idrologiche
Rio Bradin, ordine IV
Ubicazione
A 1 km da Stupizza
A. pallipes
1304800
Aborna Savogna
(UD)
Seuza (UD)
220
Isonzo
Al centro di Savogna
A. pallipes
500
Isonzo
400
Isonzo
Situato nella Valle Codariana
tra Topolo e Seuza
A 1 km da Peternel
A. pallipes
460
Isonzo
Al confine con la Slovenia
A. pallipes
220
Isonzo
A. pallipes
170
Isonzo
A 900 m da S. Leonardo
A. pallipes
170
Isonzo
A 300 m da Tarpezzo
A. pallipes
30
Lemene
Torrente Erbezzo,
ordine VI
Torrente Patoc, ordine
VII
Torrente Alberone,
ordine IV
Roggia Gleris, ordine III
A 1 km da Stregna
0708500
Peternel Mulino
(UD)
Judro Malinsche
(UD)
Erbezzo Stregna
(UD)
San Leonardo
(UD)
Aborna Tarpezzo
(UD)
Gleris (PN)
Torrente Alberone,
ordine IV
Rio Zatraonem, ordine
VII
Torrente Cosizza, ordine
V
Fiume Judrio, ordine III
Al confine con Gleris
-
0708600
Savorgnano (PN)
25
Lemene
Roggia Versa, ordine II
All’interno di Savorgnano
-
1305000
1305100
1305200
1305300
1305400
1305600
Budrin (UD)
Specie
A. pallipes
0709000
Versiola (PN)
15
Lemene
Rio versiola, ordine II
All’interno di Versiola
-
0709100
Bagnarola (PN)
15
Lemene
Fiume Lemene, ordine I
Al confine con Bagnarola
-
0709400
Case Pillon (PN)
10
Lemene
All’interno di Cordovado
-
0708700
34
Lemene
-
30
Livenza
30
Livenza
All’interno di Porcia
-
0310000
Brentella (PN)
25
Livenza
Canale artificiale
Battistin
Torrente Buion, ordine
IV
Rio Brentella, ordine III
A 1,5 km da Casarsa della
Delizia
A 5 km da Zoppola
0309900
Canal Boscato
(PN)
Battistin
Venchiaruzzo (PN)
Buion (PN)
Roggia Lugugnana,
ordine I
Rio Lin, ordine II
A 4 km da Zoppola
-
0410900
Paisa
Fontanafredda
(PN)
Acqua Molino
(PN)
Orzaia Ranzano
(PN)
Livenza Molinetto
(PN)
Orzaia Nave (PN)
30
Livenza
Rio Paisa, ordine II
A 700 m da Vigonovo
Fontanafredda
A. pallipes
26
Livenza
Fra Sacile e La Croce
A. pallipes
35
Livenza
Roggia Acqua del
Molino, ordine III
Rio Valgrande, ordine IV
35
Livenza
25
Livenza
20
Livenza
0321800
Livenza Cavolano
(PN)
Torre (PN)
25
Livenza
1000800
Pradulin (UD)
240
Tagliamento
1002100
Tremugna (UD)
550
Tagliamento
10022RN
Cornino (UD)
165
Tagliamento
10027RN
160
Tagliamento
10028RN
Bars Molino
Cucco (UD)
Bars 2 (UD)
169
14031RN
Varmo Teghil (UD)
1403300
03097RN
0411000
0411100
0411300
0411400
0420700
Fiume Livenzetta,
ordine II
Scolo Orzaia, ordine II
-
A 3 km da Vigonovo
Fontanafredda
A 1,5 km da Casefranzago
-
Al confine con Nave
-
Fiume Cavolano, ordine
I
Fiume Noncello, ordine
III
Fiume nell’alveo del
Tagliamento di ordine I
T. Tremugna, ordine III
Al confine con Cavolano
Al confine con Cornino
Tagliamento
Roggia naturale Molino,
ordine II
Roggia naturale Roiatta,
ordine IV
Rio Pisiris, ordine IV
10
Tagliamento
Fiume di ordine II
12
Tagliamento
1403400
Tagliamento
Varmo (UD)
Gradiscutta (UD)
20
Tagliamento
1020600
Tagliamento (UD)
130
Tagliamento
0920800
Raveo (UD)
550
Tagliamento
1000700
Venzonassa (UD)
230
Tagliamento
1000900
Palar (UD)
200
Tagliamento
1001900
Leale (UD)
190
Tagliamento
1002000
Bonifica Avasinis
(UD)
180
Tagliamento
All’interno di Torre
Chiavris a 500m
4km dal Monte Prat
-
A. pallipes
A. pallipes
A. pallipes
A 3,5 km da Rivoli di Osoppo, a
5 km da Cornino
A 3km da Rivoli, a 3,5 km da
Cimano
Al confine con Madrisio
A. pallipes
Fiume Tagliamento,
ordine I
Fiume Varmo, ordine II
A 2,5 km da San Paolo
A. pallipes
A 500 m da Gradiscutta
A. pallipes
Fiume Tagliamento,
ordine I
Affluente del torrente
Degano, ordine IV
Torrente naturale,
ordine II
Torrente naturale Palar
di ordine III
Torrente Leale, ordine II
A 1 km da San Pietro
Circa 1km a NW di Avasinis
-
Canale bonifica
naturale, ordine IV
Tra Avasinis e Trasaghis
-
A 200 m da Raveo
Al confine del centro urbano di
Venzone
Alesso a 200m
-
-
A.pallipes
A. pallipes
I campioni raccolti sono stati conservati in etanolo al 70% e sono così pervenuti per le analisi in laboratorio
presso l’Università di Firenze. Ogni campione è stato passato su un filtro a 16 maglie/cm (0,6 mm) per
separarli dall'etanolo e, successivamente, diluito in acqua in vaschette di plastica bianca. Dato che i
campioni raccolti si presentavano per gran parte costituiti da sedimento, detriti vegetali e altro materiale di
scarto che ha reso molto lunga e complessa l’individuazione dei macroinvertebrati, è stato possibile
esaminare solo un sub-campione di ogni raccolta corrispondente alla quarta parte del campione pervenuto
in laboratorio. Tale sub-campione è stato attentamente esaminato con l’ausilio di una lente (ingrandimento
15X) e tutti i macroinvertebrati individuati sono stati raccolti con pinzette entomologiche e conservati in
una nuova soluzione di etanolo al 70%. Successivamente, sono stati identificati al livello tassonomico
previsto dalla metodica ufficiale per la determinazione dell'IBE (APAT IRSA/CNR 2003; Ghetti 1997). Come
ausilio per l'identificazione è stato utilizzato un microscopio stereoscopico Olympus SZ-ST.
Non essendo disponibile un valore di IBE calcolato sul campo dall'esame del campione in vivo, come
effettivamente previsto dalla metodica standard, abbiamo determinato l’indice seguendo due diverse
modalità: (1) considerando i valori minimi di abbondanza richiesti per ogni US come previsto dalla attuale
metodica standard (IBE 2003; APAT IRSA/CNR 2003) e (2) considerando la sola presenza/assenza di ogni US
(IBE 1997), secondo quanto originariamente proposto da Ghetti (1997). Queste due diverse modalità di
calcolo, peraltro entrambe utilizzate per la determinazione dell’indice, si sono rese necessarie per
minimizzare l’errore legato alla sottostima di alcuni taxa in seguito alla cernita effettuata su materiale
morto.
Le abbondanze delle US sono state ottenute per conteggio diretto; quelle delle US presenti in quantità
particolarmente elevate (superiori a dieci individui presenti in ogni sub-campione) sono state stimate
contando gli individui presenti in un sub-campione e moltiplicando il valore ottenuto per il numero di subcampioni.
Gli indici IBE (2003 e 1997) così elaborati utilizzando i campioni di macroinvertebrati raccolti dal personale
ETP sono raccolti nella Tabella 5.
Tabella 5. Indici IBE 2003 e IBE1997 con relative Classi di qualità per le stazioni RARITY in cui è stato fatto il campionamento di
macroinvertebrati nel primo anno di monitoraggio (2012). Le celle relative alle classi di qualità sono colorate in maniera
corrispondente alla classe di qualità individuata (I = azzurro, II = verde, III = giallo, IV = arancio, V = rosso).
CODICE
RARITY
1000700
1000800
1000900
1001900
1002000
1002100
10022RN
10027RN
10028RN
14031RN
1403300
1403400
13047RN
1304800
1305000
1305100
1305200
1305300
1305400
1305600
0708500
0708600
0708700
0709000
0709100
0709400
03097RN
0309900
0310000
0410900
0411000
0411100
0411300
0411400
NOME STAZIONE
Venzonassa
Pradulin
Palar
Leale
Bonifica Avasinis
Tremugna
Cornino
Bars Mol Cucco
Bars 2
Varmo Teghil
Tagliamento varmo
Gradiscutta
Budrin
Aborna Savogna
Seuza
Petrenel
Judro Malinsche
Erbezzo Stregna
S. Leonardo
Aborna Tarpezzo
Gleris
Savorgnano
Casal Boscato
Versiola
Bagnarola
Case Pillon
Battistin Venchiaruzzo
Buion
Brentella
Paisa Fontanafredda
Acqua Molino
Orzaia Ranzano
Livenza Molinetto
Orzaia Nave
IBE 2003
6
5
8
9
6
9
8
8
8
7
7
8
9
8
9
9
9
9
8
6
7
5
7
8
6
4
10
6
9
7
7
7
7
8
Classe qualità
IBE 2003
III
IV
II
II
III
II
II
II
II
III
III
II
II
II
II
II
II
II
II
III
III
IV
III
II
III
IV
I
III
II
III
III
III
III
II
IBE 1997
9
6
9
9
8
10
10
8
9
7
8
8
10
11
10
11
9
10
10
10
7
7
7
8
6
5
12
7
9
7
10
9
8
9
Classe qualità
IBE 1997
II
III
II
II
II
I
I
II
II
III
II
II
I
I
I
I
II
I
I
I
III
III
III
II
III
IV
I
III
II
III
I
II
II
II
1020600
0420700
0920800
0321800
Tagliamento
Livenza Cavolano
Raveo
Torre
6
9
8
9
III
II
II
II
6
10
9
10
III
I
II
I
Le stesse informazioni per ognuno dei due indici sono riassunte graficamente nelle Figure 2 e 3.
Figura 2. Mappa con l’indicatore della classe di qualità relativa all’Indice Biotico Esteso elaborato tenendo conto dei taxa
significativi (IBE 2003) per le stazioni di monitoraggio in cui è stato fatto il campionamento di macroinvertebrati durante il primo
anno di monitoraggio (2012) dal personale ETP.
Figura 3. Mappa con l’indicatore delle classi di qualità relativa all’Indice Biotico Esteso elaborato tenendo conto di tutti i taxa
presenti nei campioni (IBE 1997) per le stazioni di monitoraggio in cui è stato fatto il campionamento di macroinvertebrati
durante il primo anno di monitoraggio (2012) dal personale ETP.
Utilizzando i due Indici descritti, si assegnano ai fiumi classi di qualità mediamente elevate. In particolare,
considerando l’IBE 2003, le stazioni (n=38; Figura 4) ricadono nelle cinque diverse classi di qualità con le
seguenti percentuali: I 3%, II 52%, III 37%, IV 8%, V 0%; considerando invece l’IBE 1997 le percentuali per le
classi migliori salgono significativamente: I 34%, II 39%, III 24%, IV 3%, V 0%.
Figura 4. Numero di stazioni assegnate per ciascuna classe di qualità secondo le due metodologie di calcolo dell’Indice Biotico
Esteso utilizzate nelle versioni 2003 e 1997.
I due indici concordano nell’assegnazione alla medesima classe di qualità nel 50% delle stazioni; nel
restante 50% dei casi, l’indice IBE 1997 offre una classe superiore nel 95% dei casi e solo in una stazione
restituisce un valore relativo a due classi di qualità sopra rispetto a quella assegnata dall’IBE 2003.
2.2 Analisi delle US della comunità macrobentonica
I dati relativi alle US identificate per il calcolo dell’IBE, unite alle informazioni dei taxa di macroinvertebrati
non contemplati nel calcolo dello stesso indice, sono stati utilizzati per condurre un’analisi multivariata
della comunità residente nelle stazioni RARITY. I macroinvertebrati sono gli stessi raccolti durante i
campionamenti effettuati dal personale di ETP durante il monitoraggio 2012.
Una prima indagine esplorativa della similarità dei campioni è stata eseguita con il nmMDS, mentre la
PERMANOVA è stata poi utilizzata per valutare l’eventuale presenza di differenze significative per due
fattori, presenza gambero e quota. Nello specifico, per quanto riguarda il fattore “gambero” sono stati
confrontati 18 campioni caratterizzati dalla presenza del gambero autoctono A. pallipes con i 20 campioni
senza nessuna specie di gambero.
Le mappe prodotte dal nmMDS hanno un valore di stress al limite dell’accettabilità, che offre ugualmente
indicazioni utili: considerando il fattore gambero, la mappa evidenzia una parziale sovrapposizione per
quanto riguarda le due tipologie di siti, che, tuttavia, sono differenziabili in due nuvole di punti
relativamente ben distinte (Figura 5).
Figura 5. Mappa nmMDS con campioni etichettati in base alla presenza o meno del gambero indigeno A. pallipes. Ai dati è stata
applicata una trasformazione log(x+1) e costruita una matrice di similarità di tipo Bray Curtis.
Considerando gli stessi campionamenti secondo il fattore quota, si nota una sovrapposizione fra i livelli 2 e
3 (media e alta quota), mentre per il gruppo 1 di bassa quota si ha una maggiore omogeneità (Figura 6).
Tuttavia la bassa numerosità delle stazioni di alta quota limita una corretta interpretazione di questa
mappa.
Figura 6. Mappa nmMDS con campioni etichettati secondo i tre livelli del fattore quota: 0-50 m.s.l (1), 51-300 m.s.l. (2), >300
m.s.l (3). Ai dati è stata applicata una trasformazione log(x+1) e costruita una matrice di similarità di tipo Bray Curtis.
La PERMANOVA con disegno sperimentale a due fattori (gambero e quota) evidenzia una differenza
significativa solo per il fattore quota (Tabella 6), ciò significa che le differenze nella composizione della
comunità macrobentonica sono legate solo alla quota e non alla presenza/assenza di A. pallipes.
Tabella 6. Risultati della PERMANOVA eseguita sulla matrice di similarità per i due fattori gamberi e quota. Per ogni fattore sono
riportati i gradi di libertà (df), la varianza (MS), il valore Pseudo-F e il livello di significatività (P).
Fattore
Gambero
Quota
Gambero x Quota
Res
Tot
df
1
2
2
32
37
MS
1300.6
5625.5
1083.8
1615.5
Pseudo-F
10527
34822
0.67088
P (perm)
0.406
0.001
0.889
I post-hoc test per il fattore quota mostrano ciò che la mappa nmMDS ci suggeriva, e cioè che i siti a quote
più basse,1, ospitano comunità di macroinvertebrati diverse rispetto ai siti di quote 2 e 3, che, invece, non
sono significativamente diversi fra loro (Tabella 7).
Tabella 7. Confronti post hoc per il fattore quota: per ogni coppia sono riportati il valore del test (t) e il livello di significatività (P).
Gruppi
2,3
2,1
3,1
t
11.606
21.227
20.068
P(perm)
0.226
0.001
0.001
La CAP (Canonical Analysis of Principal Cooridnates) individua le US che determinano la variabilità dei
campioni in base al fattore quota. L’asse CAP1 massimizza queste differenze e nella Figura 7 si evidenziano
anche le variabili che pesano maggiormente nel caratterizzare i campioni appartenenti a diverse quote. In
particolare, sono evidenziate le variabili con coefficiente di correlazione di Pearson < -0.45 e > 0.45 (Figura
7): Protonemura, Dixidae e Philopotamidae sono le principali US che differenziano i siti a quote più elevate,
Baetis e Dina sono quelle che differenziano i siti a bassa quota.
Figura 7. Risultati della CAP per il fattore quota: sono evidenziati i vettori relativi alle variabili con Coefficiente di correlazione di
Pearson < -0.45 e > 0.45 con le CAP1 e CAP2: Protonemura, Dixidae e Philopotamidae caratterizzano la quota 2 e 3, Baetis e Dina
caratterizzano la quota 1. Ai dati è stata applicata una trasformazione log(x+1) e costruita una matrice di similarità di tipo Bray
Curtis.
In realtà molte altre US vanno a caratterizzare i siti di alta quota rispetto a quelli di bassa quota e viceversa.
Nella Tabella 8 si riportano alcune di esse con i coefficienti di correlazione di Pearson in valore assoluto
maggiori di 0.4. Si noti come nella caratterizzazione dei siti di alta quota influiscano anche gli Athericidae e,
per quelli di quote più basse, gli Asellidae, Glossiphonia e i Lumbricidae.
Tabella 8. Elenco delle US correlate con la CAP1 con coefficiente di correlazione di Pearson in valore assoluto maggiore di 0.4.
US (variabile)
CAP1
corr. Pearson
Athericidae
-0.445
Philopotamidae
-0.450
Dixidae
-0.517
Protonemura
-0.542
Asellidae
0.409
Glossiphonia
0.413
Lumbricidae
0.539
Baetis
0.568
Dina
0.587
2.3 Analisi della struttura funzionale della comunità macrobentonica
Per quanto riguarda le guild troifiche, la comunità dei detritivori risulta essere generalmente la più
abbondante rispetto a quelle degli erbivori e carnivori (F=55.32, df=2, 108, P<0.0001, D>E>C), senza alcuna
differenza significativa tra siti con presenza/assenza di A. pallipes (Fgamberi=1.64, df=1, 108, P=0.20;
Fgamberixruolo=2.49, df=2, 108, P=0.09) (Figura 8).
Frequenza (%)
60
50
40
30
20
10
0
C
D
Ruolo trofico prevalente
0 (n=20,20,20)
E
1 (n=18,18,18)
Figura 8. Frequenza (in % delle US dei macroinvertebrati distinte in base al ruolo trofico prevalente: carnivori (C), detritivori (D),
erbivori (E), in siti con assenza (0) e presenza di A. pallipes (1)
Anche per la modalità di nutrizione, sono presenti, in generale, solo differenze significative fra le diverse
categorie (F=75.31, df=6, 252, P<0.0001, A=T=R=P>F=S>Fr), ma non fra siti con e senza A. pallipes
(Fgamberi=0.35, df=1, 252, P=0.55; Fgamberixmodalità=0.01, df=6, 252, P=0.46) (Figura 9).
30
Frequenza (%)
25
20
15
10
5
0
A
F
Fr
T
R
P
S
Modalità di nutrizione
0 (n=20,20,20)
1 (n=18,18,18)
Figura 9. Frequenza (in %) delle US dei macroinvertebrati distinte in base alle modalità di nutrizione: aspiratori (A), filtratori (F),
filtratori con rete (Fr), tagliuzzatori (T), raschiatori (R), predatori (P), predatori succhiatori (S), in siti senza (0) e con A. pallipes
(1).
Frequenza (%)
Analogamente, l’analisi della rapidità di movimento rileva una componente più abbondante di organismi
lenti (F=33.75, df=1, 72, P<0.001) in entrambi i siti (con presenza/assenza di A. pallipes) (Fgamberi=0.01, df=1,
72, P=0.81; Fgamberixvelocità=0.05, df=1, 72, P=0.11) (Figura 10).
70
60
50
40
30
20
10
0
V
L
Rapidità di movimento
0 (n=20,20,20)
1 (n=18,18,18)
Figura 10. Frequenza (in %) delle US dei macroinvertebrati distinte in base alla rapidità di movimento: veloci (V), lenti (L), in siti
senza (0) e con A. pallipes (1).
2.4 Indice di Funzionalità Fluviale
Nel corso dell’attività di monitoraggio, il personale di ETP ha registrato i dati richiesti per l’elaborazione
dell’IFF in 19 stazioni di campionamento, pari al 9% circa dei siti monitorati nel 2012 (Figura 11). Come si
evince dalla stessa mappa, le informazioni per l’elaborazione dell’IFF (così come indicato in APAT 2007)
sono state raccolte solamente in siti appartenenti ai collegi di pesca 4, 3,7 e 14, tutti del Friuli Venezia Giulia
sudoccidentale.
Figura 11. Mappa delle stazioni in cui è stato calcolato l’Indice di Funzionalità Fluviale. Ciascun simbolo rappresenta la classe di
qualità assegnata dal calcolo dell’IFF alla sponda destra e alla sponda sinistra dell’asta fluviale.
I valori di IFF risultano abbastanza omogenei, con elevata corrispondenza tra sponda destra e sinistra (73%
dei casi), principalmente ascrivibili alle classi intermedie con alcune eccezioni.
3 INTEGRAZIONE CON I DATI ARPA
Molte stazioni indagate all’interno del progetto RARITY sono state scelte in quanto corrispondenti a stazioni
oggetto di monitoraggio da parte del personale dell’ Agenzia Regionale per la Protezione dell'Ambiente del
Friuli-Venezia Giulia (ARPA FVG) per quanto riguarda la qualità dell’acqua.
La stessa Agenzia ha fornito per le 90 stazioni coincidenti con quelle del progetto RARITY (vedi I Report
Monitoraggio) delle liste faunistiche relative ai macroinvertebrati campionati che si riferiscono a
campionamenti effettuati in due stagioni di cattura, 2009-2010 e 2010-2011. Questi dati si sono rivelati utili
soprattutto per avere un quadro della comunità dei macroinvertebrati nei siti in cui è stata riscontrata la
presenza di Procambarus clarkii, dato che in questo primo anno di progetto non è stato possibile
raccogliere dati in queste stazioni.
Per 6 stazioni (due delle quali con presenza di A. pallipes; Tabella 9), poi, è disponibile sia il dato sui
macroinvertebrati di RARITY sia il dato proveniente da ARPA. Questa coincidenza tra stazioni RARITY e
ARPA ci ha permesso di confermare che i dati sono stati raccolti con due metodiche molto diverse e,
dunque, le due raccolte non possono essere considerate complementari. Eventuali confronti tra i due
dataset devono dunque essere fatti con molta attenzione. Per questo, in questa sede, non sono mai stati
analizzati insieme dati provenienti da RARITY e ARPA, ma sono sempre state condotte analisi separate.
Tabella 9. Elenco delle stazioni di monitoraggio dove sono state eseguite le raccolte dei macroinvertebrati ad opera del
personale ETP, all’interno del progetto RARITY, per le quali sono disponibili anche i dati relativi ai campionamenti ad opera di
ARPA FVG.
Codice
RARITY
1000700
Codice
ARPA
UD42
Stazione
Altitudine
m s.l.m.
230
Bacino
idrografico
Tagliamento
Caratteristiche
idrologiche
Torrente naturale,
ordine II
1000900
UD162
Palar (UD)
200
Tagliamento
UD178
Leale (UD)
190
Tagliamento
1002000
UD177
Bonifica Avasinis (UD)
180
Tagliamento
1305600
UD80
Aborna Tarpezzo (UD)
170
Isonzo
0708700
PN46
Canal Boscato (PN)
34
Lemene
Torrente naturale
Palar di ordine III
Torrente Leale,
ordine II
Canale bonifica
naturale, ordine
IV
Torrente
Alberone, ordine
IV
Rio Lin, ordine II
1001900
Venzonassa (UD)
Ubicazione
Al confine del
centro urbano di
Venzone
Alesso a 200m
Circa 1km a NW di
Avasinis
Tra Avasinis e
Trasaghis
A 300 m da
Tarpezzo
A 1,5 km da
Casarsa della
Delizia
Presenza
gamberi
-
A. pallipes
-
A. pallipes
-
Come già anticipato, nelle stazioni in cui è stato rinvenuto P. (Tabella 9), invece, non sono state eseguite dal
personale ETP e quindi in ambito di progetto RARITY. Le catture di macroinvertebrati per queste stazioni
provengono esclusivamente da campionamenti eseguiti da personale ARPA FVG.
Tabella 10. Elenco delle stazioni di monitoraggio in cui sono state eseguite le raccolte dei macroinvertebrati esclusivamente ad
opera del di ARPA FVG.
Codice
RARITY
02011RN
CODICE
ARPA
GO02
Stazione
Alberoni (GO)
Altitudine
m s.l.m.
0
Bacino
idrografico
Levante
0708800
0520900
PN50
PN79
Villutta (PN)
Cellina Claut (PN)
15
570
Lemene
Livenza
Caratteristiche
idrologiche
Scolo artificiale
alla foce
dell’Isonzo
Rio Lin, ordine II
Torrente Cellina,
ordine III
Ubicazione
All’interno delle
zona di bonifica
del Brancolo
A 2 km da Taiedo
A 700 m da Claut
Presenza
gamberi
P. clarkii
P. clarkii
P. clarkii
3.1 La comunità di macroinvertebrati
Sulle sei stazioni di cui sopra è stata condotta una analisi della comunità dei macroinvertebrati
analogamente a quanto fatto sui campioni RARITY. Le mappe ottenute dall’ordinazione nmMDS dei dati
provenienti dai campionamenti ARPA dei siti con assenza/presenza di A. pallipes e P. clarkii presentano un
livello di stress (0.12) trascurabile. Considerando il fattore gambero non si riscontrano raggruppamenti
significativi (Figura 12).
Figura 12. Mappa nmMDS eseguita considerando i 3 livelli del fattore gambero: assenza di gamberi, presenza del gambero
autoctono A. pallipes e presenza del gambero alloctono P.clarkii. Ai dati è stata applicata una trasformazione log(x+1) e costruita
una matrice di similarità di tipo Bray Curtis.
Per quanto riguarda il fattore quota (Figura 13), anche se il campione è basso, si evidenziano delle
differenze tra i livelli considerati.
Figura 13. Mappa nmMDS eseguita considerando 3 livelli del fattore quota: 0-50 m.s.l. (1), 51-300 m.s.l. (2), >300 m.s.l. Ai dati è
stata applicata una trasformazione log(x+1) e costruita una matrice di similarità di tipo Bray Curtis.
La PERMANOVA con disegno sperimentale a due fattori (gambero e quota) non rileva differenze
significative per nessuno di essi, anche se per il fattore quota si evidenzia una tendenza al limite della
significatività (Tabella 11).
Tabella 11. Risultati della PERMANOVA eseguita sulla matrice di similarità per i due fattori gamberi e quota. Per ogni fattore
sono riportati i gradi di libertà (df), la varianza (MS), il valore Pseudo-F e il livello di significatività (P). **L’interazione fra i due
fattori non può essere calcolata per la mancanza di un numero di campioni sufficiente del fattore gambero per ogni livello del
fattore quota.
Fattore
df
MS
Pseudo-F
P (perm)
Gamberi
2
1321.2
10.281
0.489
Quota
2
2225.7
17.319
0.054
Gamberi x Quota**
0
Res
4
Tot
8
No test
1285.1
3.2 La struttura funzionale della comunità macrobentonica
L’analisi dei dati provenienti dal campionamento ARPA mostra risultati simili a quelli ottenuti considerando
i campioni RARITY. I detritivori si confermano essere la componente maggiore nella comunità di
macroinvertebrati (F=23.29, df=2, 18, P<0.0001, D>C=E), senza alcuna differenza significativa tra siti con e
senza A. pallipes o P. clarkii (Fgamberi=0.09, df=1, 18, P=0.92; Fgamberixruolo=2.13, df=4,18 P=0.09) (Figura 14).
70
Frequenza (%)
60
50
40
30
20
10
0
C
D
Ruolo trofico prevalente
0 (n=4,4,4)
1 (n=2,2,2)
E
2 (n=3,3,3)
Figura 14. Frequenza (in %) delle Unità Sistematiche dei macroinvertebrati distinte in base al ruolo trofico prevalente: carnivori
(C), detritivori (D), erbivori (E), in siti senza (0) e con A. pallipes (1) o P. clarkii (2).
Fra le diverse categorie della modalità di nutrizione si riscontrano differenze significative (F=56.84, df=6, 42,
P<0.0001, A=T=R=P>F=S>Fr) senza alcuna associazione significativa con la presenza di A. pallipes o P. clarkii
(Fgamberi=0.10, df=2, 42, P=0.91; Fgamberixmodalità=1.38, df=12, 42, P=0.21) (Figura 15).
Frequenza (%)
40
35
30
25
20
15
10
5
0
A
F
Fr
T
R
Modalità di nutrizione
0 (n=4,4,4)
1 (n=2,2,2)
P
S
2 (n=3,3,3)
Figura 15. Frequenza in %) delle US dei macroinvertebrati distinte in base alle modalità di nutrizione: aspiratori (A), filtratori (F),
filtratori con rete (Fr), tagliuzzatori (T), raschiatori (R), predatori (P), predatori succhiatori (S), in siti senza (0) e con A. pallipes (1)
o P. clarkii (2).
Frequenza (%)
Analogamente, le US a movimento lento sono maggiormente rappresentate (F=6.56, df=1, 12, P=0.03)
senza alcuna differenza significativa tra siti con la presenza/assenza di A. pallipes o P. clarkii (Fgamberi=0.01,
df=1, 12, P=1.00; Fgamberixvelocità=3.49, df=2, 12, P=0.07) (Figura 16).
70
60
50
40
30
20
10
0
V
L
Rapidità di movimento
0 (n=4,4,4)
1 (n=2,2,2)
2 (n=3,3,3)
Figura 16. . Frequenza (in %) delle Unità Sistematiche dei macroinvertebrati distinte in base alla rapidità di movimento: veloci
(V), lenti (L), in siti senza (0) e con A. pallipes (1) o P. clarkii.
4. DISCUSSIONE E CONCLUSIONI
Le Classi di Qualità ricavate dai valori IBE 2003 per le stazioni RARITY con A. pallipes indicano che
generalmente siamo in presenza di fiumi in cui l’ambiente presenta moderati sintomi di alterazione (II) o è
alterato (III); se invece si considerano i valori IBE 1997, molto spesso ci spostiamo dalla Classe II alla I
(ambiente non alterato in modo sensibile) e dalla III alla II. I medesimi risultati sono evidenziabili anche per
le stazioni in cui A. pallipes non è presente, primo indice del fatto che non esiste una differenza per la
qualità biotica tra siti con presenza/assenza di A. pallipes.
Confrontando questi risultati con quelli ottenuti dalle stazioni campionate da ARPA notiamo che i valori
delle Classi di Qualità, considerando i valori IBE 2003, sono generalmente superiori (II e I), mentre
considerando i valori IBE 1997 in tutti casi eccetto uno, questi valori non aumentano (questo andamento lo
si registra anche per i dati relativi a siti con P. clarkii).I valori superiori di Classe di Qualità dei dati ARPA
rispetto ai dati RARITY possono essere imputati alla qualità delle acque che si è modificata nel tempo (i dati
ARPA, infatti, risalgono al 2009/2010) e alle differenze nel metodo di campionamento (qualitativo in
RARITY, quantitativo proporzionale in ARPA).
In ogni caso, sembra non sia la qualità delle acque a influenzare la distribuzione di A. pallipes e nemmeno
che A. pallipes influenzi la stessa, come già costatato da Brusconi (2005); piuttosto, è la diversa quota di
ubicazione delle stazioni di campionamento, come rilevato dall’analisi della PERMANOVA, che determina
una differente qualità e composizione biotica delle acque. Siti a quote più elevate (> 50 m s.l.m.), infatti,
sono caratterizzati dalla presenza di Protonemura, Dixidae e Philopotamidae, siti a quote più basse (< 51 m
s.l.m.) sono invece contraddistinti da Baetis e Dina.
In particolare, le US delle quote elevate sono maggiormente sensibili all’inquinamento di quelle a quote più
basse: prediligono, infatti, luoghi ben ossigenati in prossimità di sorgenti e torrenti montani, a differenza
delle Unità Sistematiche caratterizzanti i siti di più bassa quota che hanno una maggiore tolleranza
all’inquinamento e vivono bene in acque a lento scorrimento (Campaioli et al. 1994; Sansoni 2005).
L’analisi della struttura della comunità macrobentonica, che prende in considerazione il ruolo trofico
prevalente, la modalità di nutrizione e la rapidità di fuga, rileva variazioni nella frequenza relativa di
ciascuna categoria dei gruppi considerati, ma poiché queste variazioni hanno un andamento molto simile
per siti con e senza A. pallipes, abbiamo un’ulteriore conferma del fatto che i siti occupati da A. pallipes non
sono, per quanto riguarda la comunità macrobentonica, significativamente differenti da quelli senza.
Le Classi di Qualità ricavate dai valori IBE per le stazioni indagate da ARPA in cui è presente P. clarkii
indicano che siamo in presenza di un ambiente con moderati sintomi di alterazione (II) o che non è alterato
in modo sensibile (I). Questi dati rimangono invariati sia che si considerino solo i taxa significativi o tutti
quelli presenti. Tali risultati sono, in tutti casi eccetto uno, in accordo con quelli riportati da ARPA per le 6
stazioni con e senza A. pallipes.
Diversamente da quanto riportato in letteratura (Geiger et al. 2005; Rodríguez et al. 2005), l’invasione di P.
clarkii non sembra essere quindi associata a una significativa riduzione nella qualità delle acque. Al
contrario, se consideriamo studi simili effettuati da Gherardi et al. (2009) per la regione Lazio su un
campione molto più ampio, si evidenzia una riduzione significativa della qualità delle acque in siti in cui P.
clarkii è presente rispetto a corsi d’acqua che, a parità di altre condizioni, non risultano ancora invasi.
Similmente con quanto evidenziato fino ad ora per la specie invasiva e per le stazioni con e senza A. pallipes
considerate da ARPA, l’analisi della comunità macrobentonica rileva un effetto della quota ma non della
presenza di P. clarkii; tuttavia questo risultato, probabilmente a causa della scarsità numerica del
campione, non risulta statisticamente significativo.
Analogamente e inaspettatamente, l’invasione di P. clarkii non appare associata a significative differenze
nella frequenza di taxa con diverso ruolo trofico e modalità di nutrizione, cosa che invece possiamo notare
in altri studi (Rodríguez et al. 2005; Gherardi et al. 2009). Inoltre, colpisce il fatto che la presenza del
gambero alloctono non vada neppure a determinare significative differenze nella frequenza di taxa con
diversa rapidità di movimento, come emerso anche in Gherardi et al. (2009).
E’ noto, infatti, come i gamberi alloctoni predino con maggiore facilità gli invertebrati bentonici sedentari o
comunque poco mobili come i Molluschi (Goddard 1988; Hanson et al. 1990; Momot 1995; Perry et al.
1997, 2000; Wilson et al. 2004), rispetto a quelli più rapidi nei movimenti (Lodge et al. 1994; Nyström et al.
1996; Nyström et al. 1999; Perry et al. 1997) come gli Isopodi, gli Anfipodi, gli Eterotteri e i Coleotteri, ma
anche alle specie dotate di astucci protettivi (Tricotteri) e che vivono nel sedimento (alcuni Ditteri) (Lodge
et al. 1994; Nyström et al. 1996).
Tuttavia, è da sottolineare che, nella maggior parte dei casi, gli studi sopra elencati sono stati eseguiti in
ambienti semi-naturali e hanno analizzato cambiamenti in termini di abbondanza e di biomassa. I risultati di
questi studi risultano pertanto di difficile comparazione con i dati del presente lavoro, ottenuti invece in
ambienti naturali e non sperimentali.
Non è quindi possibile rilevare un effetto negativo della presenza della specie invasiva sulla comunità di
macroinvertebrati e di conseguenza sull’ambiente. Bisogna tuttavia ricordare che questi dati risalgono a
pochi anni dopo l’invasione di P. clarkii e che il numero di stazioni esaminate è ridotto e che quindi ci
potrebbe essere un’influenza di questi fattori nei risultati ottenuti.
In conclusione, dall’analisi dei dati raccolti nel primo anno di monitoraggio emerge che non esistono
differenze nella qualità biotica (che sembra subire solo l’effetto della quota) dei siti con assenza e presenza
di A. pallipes, che inoltre non apporta modificazioni significative anche nella comunità macrobentonica. La
ridotta distribuzione del gambero indigeno non sembra quindi derivare da alterazioni della qualità
ambientale, che si riflettono sulla struttura di a comunità di macroinvertebrati.
L’ampliamento delle conoscenze e delle informazioni acquisite alle altre stazioni non ancora monitorate dal
punto di vista dei macroinvertebrati bentonici è di fondamentale importanza per indagare le cause della
ridotta dimensione delle popolazioni di A. pallipes. Risulta evidente, tuttavia, che i siti dove la specie non è
presente costituiscono ambienti potenzialmente idonei per la sua sopravvivenza e quindi per future attività
di reintroduzione. L’unico fattore limitante, in questo caso, potrebbe essere costituito dalla competizione
con il gambero alloctono in espansione.
Al momento le informazioni ambientali sui siti con presenza di P. clarkii provengono esclusivamente dai
campionamenti ARPA FVG. Non potendo confrontare direttamente i dati RARITY con quelli ARPA l’analisi
che è stata tentata, sui soli dati ARPA indica che la specie è localizzata principalmente in aree di bassa quota
(generalmente non occupate da A. pallipes) con valori IBE e le relative Classi di Qualità valori elevati e
comunque in linea con quelli con e senza A. pallipes analizzati (sempre di provenienza ARPA). Non sembra
quindi possibile rilevare un effetto negativo della presenza della specie invasiva sulla comunità di
macroinvertebrati e, quindi, sull’ambiente, come si può appurare anche dall’analisi della struttura della
comunità macrobentonica.
Tuttavia, queste conclusioni potrebbero essere fuorviate dalla bassa numerosità di stazioni con P. clarkii e
dalle poche stazioni ARPA utilizzate per l’analisi. Inoltre questi dati risalgono al 2009/2010, quando la specie
si era da poco insediata e non ancora stabilizzata e l’effetto della presenza del gambero killer
sull’ecosistema potrebbe non essere stato ancora visibile. E’ opportuno, quindi, aggiornare i dati
(campionando i macroinvertebrati nelle stazioni con P. clarkii in questo secondo anno di monitoraggio) in
modo tale da comprendere se ci sia stata un’evoluzione quantitativa della specie invasiva ed
eventualmente verificarne l’impatto sulla comunità dei macroinvertebrati.
Inoltre, questo consentirebbe di effettuare un’analisi diacronica sugli stessi siti mettendo a confronto i dati
attuali con quelli degli anni passati e informando sulle eventuali alterazioni avvenute nel tempo.
Box1: Haitia acuta e Physa fontinalis: alloctono e indigeno a confronto
Figura 17. L’alloctono Haitia acuta (a sinistra) e l’indigeno Physa fontinalis (a destra).
Haitia acuta (Draparnaud 1805) è originaria dell’America del Nord ed è stata accidentalmente introdotta in Europa
probabilmente attraverso immissioni ittiche attorno alla metà dell’ottocento. Ha una conchiglia sinistrorsa di
dimensioni medio piccole e, per queste caratteristiche, è facilmente confondibile con Physa fontinalis. Da quest’ultima
si differenzia prevalentemente per la spira più elevata e aguzza e il guscio più robusto. H. acuta è una specie
facilmente individuabile ad occhio nudo sulla vegetazione sommersa, sui fondali fangosi e su substrati solidi di acque
lentiche e lotiche. Ha un’ampia valenza ecologica, molto maggiore di quella della specie indigena, ed è capace di
resistere a brevi periodi di disseccamento e in condizioni di elevata antropizzazione. Ad oggi in Italia si può considerare
la specie acquatica alloctona più diffusa, essendo presente in venti regioni compreso il Friuli Venezia Giulia
(Manganelli et al. 1995; De Mattia & Prodan 2009), con grandi popolazioni anche in corpi d’acqua molto inquinati. La
specie è inoltre diffusa pressoché ovunque in Europa (Cianfanelli et al. 2007).
Physa (Physa) fontinalis (Linnaeus 1758) è un mollusco gasteropode (famiglia Physidae) indigeno e molto comune, un
tempo, in stagni e zone paludose del Paese. I dati museali sulle collezioni malacologiche sono significativi perché
testimoniano la progressiva scomparsa di questa specie autoctona e il contemporaneo insediamento del un mollusco
alloctono invasivo, H. acuta. Questo fiside, trovando una nicchia ecologica parzialmente libera e, probabilmente,
entrando in competizione con la specie indigena, è stato corresponsabile della sua estinzione. L’esame delle collezioni
museali ha mostrato come in Toscana P. fontinalis sia stata molto comune negli stagni della piana tra Firenze, Prato e
Pistoia (Cianfanelli et al. 2008), mentre oggi è una specie rara, se non addirittura estinta, tanto da essere inserita nella
Legge Regionale 56/2000 tra le specie da proteggere (Cianfanelli et al. 2008; Cianfanelli 2009). La sua scomparsa va di
pari passo con la diffusione di H. acuta, che sembra essere inarrestabile: ha ormai invaso i corsi d’acqua di tutta Italia
ed è stata e continua a essere un elemento di pericolo per la conservazione della biodiversità locale.
Nell’ambito del monitoraggio previsto dal progetto RARITY, l’analisi dei campioni raccolti nel 2012 ha permesso di
individuare la presenza di entrambe le specie sopra descritte. H. acuta è stata rinvenuta sia nel Pordenonese nei
comuni di Sesto al Reghena (stazioni Bagnarola 0709100 e Versiola 0709000) e di Cordovado (stazione Case Pillon
0709400) e sia nella Provincia di Udine nel comune di Trasaghis (Cianfanelli S., com. pers.). P. fontinalis è stata, invece,
rinvenuta nel Pordenonese, nei comuni di Pordenone (stazione Torre 0321800) e di Sesto al Reghena (stazione
Versiola 0709000).
Il ritrovamento del mollusco indigeno P. fontinalis, ormai raro anche in Friuli Venezia Giulia, è un dato importante per
la conservazione degli ambienti dulcaquicoli della Regione. Soprattutto perché nella stazione di Versiola (0709000), sul
rio Versiola, nel bacino del Lemene, la specie è in copresenza con l’alloctona H. acuta. Anche in questo caso, come per
la conservazione del gambero indigeno, sarebbe opportuno intervenire prima che la specie minacciata scompaia per
sempre.
Ringraziamenti
Si ringrazia tutto il gruppo di volontari ETP che si sono occupati della raccolta in campo del materiale e ARPA per la
collaborazione al progetto. Si ringraziano Simone Cianfanelli (molluschi), Saverio Rocchi, Cinzia Monte (coleotteri) e gli
altri esperti della sezione di zoologia del Museo di Storia Naturale di Firenze per l’aiuto nelle determinazioni del
materiale raccolto.
BIBLIOGRAFIA
Anderson M.J., Gorley R.N., Clarke K.R., 2008. PERMANOVA + for PRIMER: Guide to Software and Statistical Methods.
PRIMER-E: Plymouth, UK.
APAT 2007. IFF 2007, INDICE DI FUNZIONALITA’ FLUVIALE. Manuale APAT. Linea grafica Bertelli Editori snc. Trento.
APAT – IRSA/CNR 2003. Metodi Analitici per le Acque. Volume Terzo. Sezione 9000, 29 (3): 1111-1153.
Brusconi S., 2005. Strategie per la conservazione del gambero di fiume indigeno Austropotamobius italicus:
valutazione dell’habitat elettivo e dello status di popolazione toscane. Tesi di laurea in Scienze Naturali- Università
degli studi di Firenze.
Buffagni A. & Erba S., (2007). Macroinvertebrati acquatici e direttiva 2000/60/EC (WFD), Notiziario dei Metodi
Analitici, marzo 2007 (1): 94-100
Campaioli S., Ghetti P.F., Minelli A., Ruffo S. 1994. Manuale per il riconoscimento dei macroinvertebrati delle acque
dolci italiane. Provincia Autonoma di Trento-Museo di Storia Naturale di Trento, Vol. 1-2.
Campaioli S., Ghetti, 2003. APAT, IRSA-CNR. Metodi Analitici per le Acque. Indicatori biologici. 9010. Indice biotico
esteso (I.B.E.). APAT Manuali e Linee guida 29/2003, Vol. 3: 1115-1136.
Cianfanelli S. 2009. I Molluschi della Provincia di Pistoia: le specie da tutelare e quelle da combattere. Quaderni del
Padule di Fucecchio n. 6. Centro di Ricerca, Documentazione e Promozione del Padule di Fucecchio. 112 pp
Cianfanelli S., Lori E., Innocenti G., Tricarico E. & Gherardi F. 2008 Molluschi e crostacei nella piana di Firenze: il
passato e il presente. Atti del Convegno “Un piano per la piana: idee e progetti per un parco”. 9-10 maggio 2008 –
Polo Scientifico e Tecnologico di Sesto Fiorentino, Università di Firenze
Cianfanelli S., Lori E. & Bodon M. 2007. Non-indigenous freshwater mollusks and their distribution in Italy. Pp. 103-121
in: Gherardi F (ed.) Biological Invaders in inland waters: Profiles, distribution, and threats. Invading Nature – Springer
Series in Invasion ecology, 2.
Clarke K.R., Warwick R.M., 2001. Change in marine communities: an approach to statistical analysis and
nd
interepretation, 2 edition. PRIMER-E: Plymouth.
De Mattia W. & Prodan M. 2009. I molluschi (Gastropoda: Architaenioglossa, Pulmonata, Bivalvia) della Val Rosandra
(Trieste-Italia). Atti del Museo Civico di Storia Naturale di Trieste 54: 165-174.
Geiger W., Alcorlo P., Baltanas A., Montes C., 2005. Impact of an introduced crustacean on the trophic webs of
Mediterranean wetlands. Biological Invasions, Vol. 7: 49-73.
Ghetti P.F. (1997) Indice Biotico Esteso (I.B.E.). I macroinvertebrati nel controllo della qualità degli ambienti di acque
correnti. Provincia Autonoma di Trento.
Gherardi F., Aquiloni L., Bertocchi S., Brusconi S., Scalici M., Tricarico E., 2009. I gamberi alloctoni in Lazio. Relazione
finale per il progetto PASAL (Atlante Specie Alloctone nel Lazio). Agenzia Regionale Parchi del Lazio (ARP).
Goddard J.S., 1988. Food and feeling. Freshwater Crayfish: biology management and exploitation pp. 145-146.
Hanson J.M., Chambers P.A., Prepas E.E., 1990. Selective foraging by the crayfish Orconectes virilis and its impact on
macroinvertebrates. Freshwater Biology, Vol. 24: 69-80.
Lodge D.M., Kershner M.W., Aloi J.E., Covich A.P., 1994. Effects of an omnivorous crayfish (Orconectes rusticus) on a
freshwater food web. Ecology, Vol. 75: 1265-1281.
Manganelli G, Bodon M, Favilli L & Giusti F 1995. Gastropoda Pulmonata. In: Minelli A., Ruffo S. & La Posta S. (eds.),
Checklist delle specie della fauna italiana. Calderini, Bologna. 16: 60 pp.
Momot W.T., 1995. Redefining the role of crayfish in aquatic ecosystems. Reviews in Fisheries Science, Vol. 3: 33–63.
Nyström P., Bronmark C., Graneli W., 1996. Patterns in benthic food webs: a role for omnivorous crayfish? Freshwater
Biology, Vol. 36: 631–646.
Nyström P., Bronmark C., Graneli W., 1999. Influence of an exotic and a native crayfish species on a littoral benthic
community. Oikos, Vol. 85: 545–553.
Perry W.L., Lodge D.M., Lamberti G.A., 1997. Impact of crayfish predation on exotic zebra mussels and native
invertebrates in a lake-outlet stream. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol. 54: 120–125.
Perry W.L., Lodge D.M., Lamberti G.A., 2000. Crayfish (Orconectes rusticus) impacts on zebra mussel (Dreissena
polymorpha) recruitment, other macroinvertebrates and algal biomass in a lake-outlet stream. American Midland
Naturalist, Vol. 144: 308-316.
Petersen R.C. 1992 The RCE: a Riparian, Channel, and Environmental Inventory for small streams in the agricultural
landscape. Freshwater Biology 27(2): 295-306.
Rodrìguez C.F., Bécares E., Fernàndez-Alàez M., 2005. Loss of diversity and degradation of wetlands as a result of
introducing exotic crayfish. Biological Invasions, Vol. 7: 75-85.
Sansoni G., 2005. Atlante per il riconoscimento dei macroinvertebrati dei corsi d’acqua italiani. Provincia Autonoma di
Trento, Centro Italiano Studi di Biologia Ambientale
Siligardi, M. & Maiolini B. 1993. L’inventario delle caratteristiche ambientali dei corsi d’acqua alpini: guida all’uso della
scheda RCE-2. Biologia Ambientale,VII, (2):18-24.
Wilson K.A., Magnuson J.J., Lodge D.M., Hill A.M., Kratz T.K., Perry W.L., Willis T.V., 2004. A long-term rusty crayfish
(Orconectes rusticus) invasion: dispersal patterns and community change in a north temperate lake. Canadian Journal
of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol. 61: 2255-2266.
Woodwiss F.S., 1964. The biological system of stream classification used by the Trent River Board. Chemistry and
Industry, Vol. 14: 443-447.