BIOLOGIA ISSN 1129-504X · policy. The basic principles and the objectives of the directive were largely anticipated into the Italian legislation with the legislative decree 152/99

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CentroItalianoStudi diBiologiaAmbientale

ISSN 1129-504X

Volume 19

Numero 1

Ottobre 2005

APATAgenzia per la Protezione

dell’Ambiente e per iServizi Tecnici

Trento, 12-13 febbraio 2004

APPA TRENTO

CISBACentro Italiano Studi diBiologia Ambientale

Atti del Seminario

Classificazioneecologicadelle acque interneApplicabilità della Direttiva2000/60/CE

a cura di G.N. Baldaccini e G. Sansoni

Tipografia NUOVE ARTI GRAFICHE, TRENTO


PROPRIETÀ: Rossella Azzoni, Presidente del C.I.S.B.A.

DIRETTORE RESPONSABILE: Rossella AzzoniREDAZIONE:Giuseppe Sansoni [email protected] resp. di redazioneRoberto Spaggiari [email protected] resp. di segreteriaGilberto N. Baldaccini [email protected] redattorePietro Genoni [email protected] redattore

Pubblicazione del C.I.S.B.A., vol. 19, n. 1/2005Autorizzazione del Tribunale di Reggio Emilia n. 837 del 14 maggio 1993

Biologia Ambientale, viene inviata ai soci del Centro Italiano Studi di Biologia Ambientale (C.I.S.B.A).Per iscriversi o per informazioni: Centro Italiano Studi di Biologia Ambientale, via Amendola 2, 42100 Reggio EmiliaSegretario: Roberto Spaggiari, tel. 0522 336060 – 0335 7712847; fax 0522 330546; e-mail: [email protected]

www.cisba.it [email protected] annuali di iscrizione al Centro Italiano Studi di Biologia Ambientale: socio ordinario: E 40,00; socio collaboratoreE 30,00; socio sostenitore E 310,00. Conto corrente postale n. 10833424 intestato a: CISBA, RE

Biologia Ambientale raccoglie e diffonde in-formazioni sulle tematiche ambientali, con parti-colare attenzione ai seguenti campi di interesse:

Bioindicatori e biomonitoraggioEcotossicologiaDepurazione delle acque reflueEcologia delle acque interne e dell’ambientemarinoGestione dell’ambienteIgiene ambientaleEcologia urbanaImpatto ambientaleIngegneria naturalisticaRinaturazione e riqualificazione ambientaleConservazione della naturaEcologia del paesaggio

Biologia Ambientale è articolata in due sezioni:Lavori Originali, in cui vengono pubblicati arti-coli e rassegne bibliografiche originali;Informazione & Documentazione –sezione vol-ta a favorire la circolazione di informazioni e diidee tra i soci– in cui vengono riportate recensio-ni di libri, riviste e altre pubblicazioni nonché no-tizie e lavori già pubblicati ritenuti di particolareinteresse o attualità.

Comitato ScientificoRoberto ANTONIETTI

Dip. Scienze Ambientali, Univ. di ParmaNatale Emilio BALDACCINI

Dip. di Etologia, Ecologia, Evoluzione, Univ. di PisaRoberto BARGAGLI

Dip. Scienze Ambientali, Univ. di SienaAntonio DELL’UOMO

Dip. di Botanica ed Ecologia, Univ. di CamerinoSilvana GALASSI

Dip. di Biologia, Università di MilanoPier Francesco GHETTI

Dip. Scienze Ambientali, Univ. Cà Foscari, VeneziaStefano LOPPI

Dip. Scienze Ambientali, Univ. di SienaSergio MALCEVSCHI

Ist. Ecologia del territorio e degli ambienti terrestri,Univ. di Pavia

Maurizio G. PAOLETTIDip. di Biologia, Univ. di Padova

Luciano SANTINIDip. C.D.S.L. Sez. Entomologia agraria, Univ. di Pisa

Paolo Emilio TOMEIDip. Agronomia e gestione agroecosistema, Univ. di Pisa

Mariagrazia VALCUVIA PASSADOREDip. Ecologia del territorio e degli ambienti terrestri,Univ. di Pavia

Pierluigi VIAROLIDip. Scienze Ambientali, Univ. di Parma

Luigi VIGANÓIRSA - CNR, Brugherio MI

Sergio ZERUNIANParco Nazionale del Circeo, Sabaudia (LT)

Aldo ZULLINIDip. di Biotecnologie e Bioscienze, Univ. Milano Bicocca

Atti del Seminario

Classificazioneecologicadelle acque interneApplicabilità della Direttiva2000/60/CETrento, 12-13 febbraio 2004

APATAgenzia per la Protezione

dell’Ambiente e per iServizi Tecnici

APPA TRENTO

CISBACentro Italiano Studi diBiologia Ambientale

agenziaregionaleprevenzione eambiente dell’emilia-romagnaARPA TOSCANA

Con il patrocinio di

a cura di G.N. Baldaccini e G. Sansoni

Sommario

Sessione introduttivaLa Direttiva Quadro: linee generali ed impegniClaudio Fabiani

Sessione ecoregioni ed ecotipiCondizioni di riferimento per il recupero della qualità dei corsi d’acqua: il caso deltorrente EnzaPaoli Federica, Silvia Franceschini, Franco Sartore, Roberto Spaggiari, Pierluigi Viaroli

Prime esperienze di applicazione della WFD 60/2000: limiti e prospettiveMaria Giovanna Braioni, Anna Braioni, Pier Francesco Ghetti, Gianpaolo Salmoiraghi, MaurizioSiligardi

Proposta di Linee Guida per il Biomonitoraggio di corsi d’acqua in ambiente alpinoMaria Rita Minciardi, Gian Luigi Rossi, Rossana Azzollini, Gianna Betta, Elena Porro

L’applicazione dell’Indice di Funzionalità Fluviale nella pianificazione territorialeMarco Zanetti, Manuel Bellio, Diana Piccolo, Guglielmo Russino, Roberto Venzo

Sessione FaunaRuolo dei macroinvertebrati bentonici nell’applicazione della Direttiva 2000/60/CERoberto Spaggiari, Pietro Genoni

Qualità biologica e chimica di alcuni corsi d’acqua della provincia di Torino: effetti dicondizioni estreme di portataArianna Nicola, Francesca Bona, Stefano Fenoglio, Albino Defilippi

La classificazione biologica dei corsi d’acqua basata sui macroinvertebrati bentonici:sono necessari nuovi indici? Uno studio a livello localePietro Genoni

Ruolo della fauna ittica nell’applicazione della Direttiva QuadroSergio Zerunian

Sessione VegetazioneProspettive e problemi nello sviluppo di indici di qualità ecologica basati sul fitoplanctonin relazione all’applicabilità della Direttiva 2000/60/CEGiuseppe Morabito

La comunità fitoplanctonica del lago Sirio di IvreaPannocchia Mario, Bona Francesca, Defilippi Albino

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Ruolo delle Diatomee nell’applicazione della Direttiva Europea Quadro sulle acqueFrédéric Rimet, Francesca Ciutti, Cristina Cappelletti, Luc Ector

Applicazione dell’Indice Diatomico EPI-D nella valutazione della qualità di corpi idricipiemontesiBona Griselli, PierLuigi Fogliati, Maura Ghione, Francesca Pastoris, Carla Stivaletti, FrancescaBona, Guido Badino

Diatomee come indicatori della qualità biologica dei corsi d’acqua. EPI-D ed altrimetodi europei a confronto: il caso studio del fiume TevereCristina Cappelletti, Francesca Ciutti, Alessandra Crippa, Laura Mancini, Maria ElenaBeltrami, Elio Pierdominici, Antonio Dell’Uomo

Esperienze di studio della qualità biologica di corsi d’acqua italiani mediante l’usodelle diatomeeMaurizio Battegazzore, Stefano Fenoglio, Luana Gallo, Lucio Lucadamo, Angelo Morisi

Sessione ecotossicologia e rischio ambientaleDal Decreto Legislativo 152/99 alla Direttiva Quadro: ruolo dell’EcotossicologiaEros Bacci, Davide Baroni, Samantha Caneschi

Effetti di un impianto di depurazione sul fiume Tevere: tossicità su Daphnia e qualitàbiologica delle acqueDaniela Mattei, Laura Mancini, Luciana Migliore, Lorenzo Tancioni, Stefano Cataudella

Valutazione biologica ed ecotossicologica di sedimenti fluviali. Un esempio diapproccio integratoSilvia Marchini, Daniela Mattei, Alberto Sorace, Elio Pierdominici, Paolo Formichetti, LauraMancini

Sessione PosterIl bacino idrografico del fiume Marta: caratterizzazione ecologica mediante l’utilizzo diindici bioticiDomenico Venanzi, Ernesto Dello Vicario, Paolo AndreaniApplicazione dell’Indice di Funzionalità Fluviale (IFF) ad un fiume minore dellapianura trevigiana: il MeoloOrnella De Ros, Mara Zanette, Maurizio Siligardi, Pier Francesco Ghetti, Paolo Negri, PaolaCamuccioValutazione della qualità del fiume Pescara mediante l’applicazione dell’Indice diFunzionalità Fluviale (I.F.F.)Elona Xhebraj, Maria Silvia Bucci, Giovanna MartellaPrima caratterizzazione ecologica del fiume Trigno mediante l’applicazione dell’IndiceBiotico Esteso (IBE) e dell’Indice di Funzionalità Fluviale (IFF)Maria Silvia Bucci, Concetta Tamburro, Annamaria Manuppella, Laurita Martone

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L’utilizzo di subindici derivati dall’IFF per la caratterizzazione ed il monitoraggio degliambienti fluvialiGian Luigi Rossi, Maria Rita Minciardi, Rossana Azzollini, Stefania PomaAnalisi multivariata dei dati di monitoraggio annuale del lago di transizione MisenoFabrizia Giovinazzi,Claudia D’Avino, Giovanni La Magna, Pietro MainolfiIl Progetto Europeo STARRenate Alber, Anna Mutschlechner, Stefania Covi, Alberta Stenico, Elisa RomaninIl torrente Avisio a Soraga (Val di Fassa, Trentino): variazioni della qualità delle acquecorrelabili con l’attivazione di un impianto di depurazione biologicaRaffaella CanepelStudio sulla ricolonizzazione di un tratto di fiume Piave soggetto ad asciutte stagionaliMarco Zanetti, Diana Piccolo, Paolo Turin, Manuel Bellio, Roberto VenzoQualità delle acque del torrente Boesio in relazione all’entrata in funzione deldepuratore di Casalzuigno (VA)Valeria Roella, Cristina Borlandelli, Cortelezzi StefanoQualità delle acque idonee alla vita dei pesci: otto anni di applicazione del D. Lgs. 130/92 in TrentinoFlavio Corradini, Cristina Cappelletti, Giovanna FlaimLe carcasse di pesci come risorsa di energia nei sistemi fluvialiTiziano Bo, Stefano Fenoglio, Paolo Agosta, Marco CuccoPresenza e distribuzione delle specie ittiche indigene ed esotiche nel territorio lombardoMichele Arcadipane, Antonio Dalmiglio, Andrea FazzoneUtilizzo dell’approccio trofico–funzionale ad integrazione dell’I.B.E. nella valutazionedelle comunità macrobentoniche fluviali: il caso del fiume Neto (KR)Lucio Lucadamo, Maurizio Battegazzore, Angelo Morisi, Melania Castelli, Luana GalloIl bacino del fiume Agri: qualità biologica delle acque e funzionalità fluvialeTeresa Trabace, Achille Palma, Nicola Vignola, Giovanna Martella, Annunziata Marraudino,Alessandro MerendinoIl popolamento fitoplanctonico dell’alto Lago di Garda: evoluzione nell’arco dell’ultimodecennioGiovanna Pellegrini, Catia Monauni, Sabrina Pozzi, Chiara DefrancescoContributo del biovolume algale alla valutazione dello stato trofico dei laghi: alcuniesempi di applicazioneSabrina Pozzi, Catia Monauni, Giovanna Pellegrini, Chiara DefrancescoIndagine sperimentale sulla funzione filtro della fascia ripariaPaolo Negri, Maurizio Siligardi, Pier Francesco GhettiPrima applicazione degli indici diatomici EPI-D ed IBD nel monitoraggio del RioPicocca in provincia di Cagliari e confronto con l’IBEMaria Luisa Nughes, Maurizio Alvau, Cristina Cappelletti, Francesca Ciutti, Bruno Floris,Giovanna Madeddu, Viorica Monni, Mario Sau

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Valutazione del carico genotossico presente nelle acque del lago Trasimeno mediantel’utilizzo di test in vivo e in vitroClaudia Pellacani, Elisa Branchi, Annamaria Buschini, Mariangela Furlini, Paola Poli, CarloRossiMessa a punto di saggi semistatici di bioconcentrazione per il rilevamento dicontaminanti in tracce (Cd) con specie ittiche (Cyprinus carpio, L.)Fernando Gelli, Bruno Floris, Federica Savorelli, Luciano Pregnolato, Donatella Palazzi,Francesco VenturiniInfluenza del drift istantaneo sul campionamento nell’applicazione dell’I.B.E.Bruno Floris, Maurizio Alvau, Patrizia Dessì, Giovanna Madeddu, Viorica Monni, Maria LuisaNughes, Mario Sau

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Biologia Ambientale, 19 (1): 1-8.Atti del Seminario Classificazione ecologica delle acque interne. Applicabilità della Direttiva 2000/60/CE. Trento, 12-13 febbraio 2004.G.N. Baldaccini e G. Sansoni (eds.). Ed. APAT, APPA Trento, CISBA. Trento, 2005.

La Direttiva Quadro: linee generali ed impegni

Claudio FabianiAPAT Dipartimento Tutela Acque Interne e Marine, Via Vitaliano Brancati, 48 00144 Roma. Fax 06/5007 2221, [email protected]

RiassuntoLa direttiva 2000/60/CE, nota come Direttiva Quadro per le Acque (WFD: Water Framework Directive), definisce i principi generali e gliobiettivi per l’azione comunitaria in materia d’acque, le cui impostazioni sono in gran parte anticipate nella legislazione italiana dal D. Lgs.152/99. Il quadro concettuale che sta alla base della WFD considera l’acqua non solo come risorsa indispensabile, ma anche come unpatrimonio da tutelare e trasmettere alle generazioni future nelle migliori condizioni qualitative e di disponibilità possibili e, in ogni caso,in condizioni almeno non peggiori di quelle attuali.L’obiettivo generale specifico ambientale di tale politica è il raggiungimento per tutti i corpi idrici di un Buono Stato Ecologico che riflettabuone condizioni di biodiversità e naturalità dei corpi idrici, di stato chimico-fisico e quantitativo. L’attuazione in Italia della direttivaquadro richiede la soluzione di alcuni problemi che riguardano l’organizzazione territoriale dei soggetti competenti per l’attuazione dellanorma all’interno dei Distretti dei bacini idrografici, l’adeguamento dei piani di bacino che dovranno essere dei piani di gestione dellerisorse all’interno del territorio interessato, lo sviluppo e la standardizzazione di strumenti e metodi, soprattutto biologici, per lavalutazione dello stato dei corpi idrici e la loro classificazione in termini di stato ecologico.

PAROLE CHIAVE: direttiva quadro sulle acque / politica comune sulle acque / distretti di bacini idrografici / piani di bacino / stato ecologicodei corpi idrici

The Water Framework Directive: general objectives and national commitmentThe directive 2000/60/EC, called Water Framewortk Directive, establishes a framework for Community action in the field of waterpolicy. The basic principles and the objectives of the directive were largely anticipated into the Italian legislation with the legislativedecree 152/99. Water is assumed to be not a simple commercial resource but an heritage to protect and transfer to future generation at thebest qualitative and quantitative conditions.The general objective of such a policy is the achievement of a good ecological status for all water bodies, corresponding to good conditionsto support biodiversity and natural status and a good chemical, physical and quantitative status. The enforcement of the WFD in Italyneed to overcome some basic issues related to the definition of River Basin Districts incorporating all authorities involved in theimplementation of the legal act, the adoption of River Basin Management Plans for water resources and the development of methods andstandardized best practices to assess the water bodies quality and classify them according to their ecological status.

KEY WORD: framework directive for water policy / Community water policy / river basin districts / river basin management plan / ecologicalstatus of water bodies

PREMESSAGli Stati membri dell’Unione Europea, dopo una

lunga elaborazione, iniziata negli ultimi anni ottanta,hanno adottato la direttiva 2000/60/CE nota comeDirettiva Quadro per le Acque (WFD: Water Fra-mework Directive) che definisce i principi generali e gliobiettivi per l’azione comunitaria in materia d’acque.

Anticipando l’emanazione della Direttiva Quadro,con il D. Lgs. 152/99, l’Italia si è dotata di uno

strumento normativo che condivide in larga misuraimpostazioni ed obiettivi della direttiva stessa, pur nonintegrandone tutte le innovazioni nelle norme nazionali.

Il recepimento della normativa sarebbe dovuto av-venire entro il 31 dicembre 2003, ma la complessitàd’alcuni adempimenti formali, quali l’individuazionedei Distretti di bacini come unità territoriali dove svi-luppare il Piano di gestione delle risorse e la necessità

FABIANI C. - La Direttiva Quadro: linee generali ed impegni2

di integrare la nuova direttiva sia con il citato decretolegislativo ma anche con alcune fondamentali legginazionali (la legge 18 maggio 1989 “Norme per ilriassetto organizzativo e funzionale della difesa delsuolo” che istituisce i bacini idrografici e la legge 36del 5 gennaio 1994 “Disposizioni in materia di risorseidriche” che definisce gli Ambiti Territoriali Ottimali),lo hanno impedito. Il recepimento, comunque, è attesonell’anno 2005.

OBIETTIVIIl quadro concettuale che sta alla base della WFD

considera l’acqua non solo come risorsa indispensabi-le, ma anche come un patrimonio da tutelare e trasmet-tere alle generazioni future nelle migliori condizioniqualitative e di disponibilità possibili e, in ogni caso, incondizioni almeno non peggiori di quelle attuali.

La fornitura idrica è inoltre un servizio d’interessegenerale e ne devono essere garantiti gli usi prioritariper il consumo umano, tenendo conto che –sebbenel’acqua sia una risorsa rinnovabile– solo un’aliquotadella disponibilità teorica, derivante dai processi natu-

rali, è effettivamente utilizzabile.L’acqua inoltre è il sostegno di un insieme comples-

so d’ecosistemi acquatici e terrestri particolarmentefragili lungo le coste, alle foci dei fiumi e nei golfi emari relativamente chiusi come il Mediterraneo. Ilbuono stato di salute di questi ecosistemi è un indiceevidente di buona qualità delle acque.

Quest’insieme di considerazioni è alla base dei prin-cipi e degli obiettivi delle norme quadro che la Comuni-tà si è data per sviluppare una coerente politica ditutela, risanamento e uso delle risorse. Gli obiettivifondamentali di questa politica sono quindi:– impedire l’ulteriore deterioramento delle risorse, pro-

teggendo e migliorando lo stato di tutti i corpi idricisuperficiali e sotterranei perché conservino le lorocapacità d’autodepurazione e di sostegno a comunitàanimali e vegetali ampie e ben diversificate;

– garantire l’uso sostenibile delle risorse, per gli obiet-tivi del consumo umano e delle attività produttive,fondato sulla protezione a lungo termine;

– sviluppare la protezione delle risorse attraverso spe-cifiche misure che integrino le limitazioni agli scari-chi, emissioni e rilasci, in particolare delle sostanzepericolose prioritarie, con altre misure per la prote-zione dei corpi idrici recettori, in particolare per leacque sotterrane;

– contribuire, infine, a mitigare gli effetti delle inonda-zioni e delle siccità.L’obiettivo generale specifico ambientale di tale po-

litica è il raggiungimento per tutti i corpi idrici di unBuono Stato Ecologico che rifletta buone condizioni dibiodiversità e naturalità dei corpi idrici, di stato chimi-co-fisico e quantitativo. Tale obiettivo deve essereraggiunto nel 2016 secondo una scala temporale moltoprecisa di fasi intermedie (Tab. I).

DISTRETTI DI BACINI IDROGRAFICISono le unità in cui si suddivide il territorio nazionale

per attuare la Direttiva attraverso lo strumento operati-vo costituito dai Piani di bacino per la gestione e tuteladelle risorse.

Molti Stati Membri della UE hanno già identificato iDistretti (Tab. II).

In Italia è in corso una prima valutazione al fine diintegrare nella composizione dell’autorità di distretto lemolte istituzioni che hanno attualmente competenze inmateria d’acque: le regioni, le autorità di bacino nazio-nali, interregionali e regionali, gli enti gestori degliAmbiti Territoriali Ottimali.

Dovranno inoltre essere definite in tempi brevi lecaratteristiche dei distretti (estensione, risorse), lo sta-to giuridico e le competenze giuridiche e amministrati-ve.

Inoltre l’Italia è interessata anche al problema dei

Tab. I. Tempi previsti dalla Direttiva Quadro per la sua attuazione.

Anno Adempimento

2000 Emanazione Direttiva WFD2003 Recepimento nella normativa nazionale.

Identificazione Distretti di Bacino Idrografico e AutoritàCompetenti

2004 Caratterizzazione corpi idrici.Identificazione corpi idrici fortemente modificati.Analisi Pressioni e Impatti e identificazioni dei siti arischio per il raggiungimento degli obiettivi.Registro Aree Protette.Avvio analisi economica.Registro dei siti d’intercalibrazione

2006 Programmi di monitoraggio operativi per i siti a rischioper il raggiungimento degli obiettivi

2007 Cessazione di Direttive pregresse: 75/440/CE (acquepotabili), decisione 77/795 CE (scambio informazioni),79/869/CEE (metodi di misura)

2008 Pubblicazione Bozze Piani di Bacino e Primaclassificazione corpi idrici (bozza)

2009 Piani di Bacino e classificazione dello stato ecologico deicorpi idrici.Programmi di Misure per ogni Distretto di bacinoidrografico

2013 Cessazione di Direttive: 78/659/CEE (pesci), 79/923/CEE(molluschicoltura), 80/68/CEE (sotterranee), 76/464/CEE(sostanze pericolose)

2015 Raggiungimento degli Obiettivi: BUONO Stato Ecologico2016 Invio Piani di Bacino a Commissione UE2020 Cessazione d’ogni scarico, emissione e rilascio di sostanze

pericolose prioritarie

FABIANI C. - La Direttiva Quadro: linee generali ed impegni 3

bacini internazionali condivisi con Stati Membri dellaUE come l’Austria (Danubio), la Francia (Roia, Po) laSlovenia (Isonzo, Rosandra e d’Ospo), ma anche conla Svizzera (Danubio, Reno, Adige e Po) con cui sidovranno concordare i rapporti per l’attuazione delladirettiva.

Difatti sono operativi due schemi “nazionali” disuddivisione dei corsi d’acqua in bacini di interessenazionale di cui si dovrà tener conto nella individuazio-ne dei distretti: i bacini idrici nazionali (Fig. 1), cheinteressano solo una parte del territorio, e i comparti-menti idrografici (Fig. 2) che coprono tutto il territo-rio.

Lo strumento operativo previsto è il Piano di Bacinoin cui s’integrano tutti gli obiettivi, gli strumenti e lemisure necessarie per raggiungere gli obiettivi ambien-tali.

I PIANI DI BACINOI bacini idrografici sono le unità territoriali più signi-

ficative per l’analisi del ciclo idrico e la valutazionedelle dinamiche d’interazione tra le diverse tipologie dicorpi idrici superficiali, sotterranei e costieri e dellerelazioni tra le cause generatrici dei fenomeni di altera-zione, le pressioni, lo stato e gli impatti sulla risorsanonché l’analisi sull’efficacia o insufficienza delle ri-sposte.

La direttiva quadro individua specifiche fasi operati-

Tab. II. I Distretti di bacini già individuati nella UE.

Stato N° Distretti N° Distrettidi Bacini Internazionali

Austria 3 3Belgio: Fiandre 2 2Rep. Ceca 3 3Germania 10 6Danimarca 13 0Estonia 1 1Spagna 15 4Finlandia 8 5Francia 12 4Ungheria 1 1Irlanda 7 3Lituania 4 4Lettonia 4 4Olanda 4 4Norvegia 14 2Polonia 2 2Portogallo 8 4Romania 1 1Svezia 5 2Slovenia 2 2Rep. Slovacca 2 2 Fig. 1. Bacini idrici nazionali.

ADIGE

ARNO

BRENTA-BACCHIGLIONE

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LIRI-GARIGLIANO

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VOLTURNO

LegendaBacini di rilievo nazionaleADIGE

ARNO

BRENTA-BACCHIGLIONE

ISONZO

LIRI-GARIGLIANO

LIVENZA

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TAGLIAMENTO

TEVERE

VOLTURNO

Fig. 2. Compartimenti idrografici.

LegendaCompartimenti idrografici

Abruzzo-MoliseBacino del PoCalabria-LucaniaCampaniaLazio-UmbriaLiguriaPugliaRomagna-MarcheSardegnaSiciliaToscanaTriveneto

Abruzzo-Molise

Bacino del Po

Calabria-Lucania

Campania

Lazio-Umbria

Liguria

Puglia

Romagna-Marche

Sardegna

Sicilia

Toscana

Triveneto


ve per l’elaborazione dei Piani di Bacino. A partire dallacaratterizzazione dei bacini idrografici e dal censimen-to e la valutazione dello stato di qualità dei corpi idriciappartenenti alle tipologie dei fiumi, laghi, acque mari-no costiere e di transizione, corpi idrici artificiali eacque sotterranee, il Piano di Bacino dovrà prevedereuna analisi delle pressioni e degli impatti, gli usi potabi-li, i programmi di tutela delle acque e di monitoraggio,gli obiettivi di qualità, l’identificazione delle aree protet-te e l’analisi economica mirata al recupero integrale deicosti.

Le acque sotterranee sono trattate dalla direttiva intermini di qualità chimica e di quantità per gli aspettid’interazione con i corpi idrici artificiali che possonocompromettere la qualità ecologica di questi ultimi. Iprogrammi di monitoraggio e le misure operative perqueste acque devono tendere soprattutto all’inversionedei trend di sviluppo dell’inquinamento da sostanzepericolose.

È in atto l’elaborazione di una direttiva figlia dedica-ta alla qualità delle acque sotterranee.

Dovranno essere sviluppati programmi addizionaliper i corpi idrici a rischio per il raggiungimento degliobiettivi di qualità, in particolare in presenza di inqui-nanti prioritari.

Infine si evidenzia la necessità di sviluppare adeguatisistemi informativi all’interno dei Piani di bacino al finedi garantire relazioni periodiche sui risultati e la parteci-pazione di tutti i soggetti pubblici e privati per favorirela condivisione degli obiettivi e garantire la trasparenzadelle azioni intraprese.

Anche per questi aspetti è in atto l’elaborazione diuna direttiva per il reporting.

Molto rilievo è dedicato alla necessità di integrarequesta strategia per la tutela delle acque con gli obietti-vi delle principali direttive volte alla tutela degli ecosi-stemi e quindi alle direttive sulle Acque Potabili e per ilConsumo umano, Balneazione, Pesci e Molluschi, Ni-trati, Trattamento Acque reflue urbane, Sostanze peri-colose, Habitat, Uccelli, Trasmissione delle Informa-zioni.

Questa impostazione è già prevista, nel suo com-plesso, dal decreto legislativo 152/99 che, oltre a rece-pire due importanti direttive come quelle per i nitrati ele acque reflue urbane e includere i requisiti previstidalle direttive sulle acque idonee alla vita dei pesci e deimolluschi, le acque potabili e di balneazione, definiscele metodologie per la caratterizzazione di bacini idro-grafici e l’istituzione di uno specifico strumento opera-tivo –il Centro di Documentazione– in cui si realizziuno stretto coordinamento tra le varie autorità compe-tenti in tema di acque.

Ci si rende conto che la massa di lavoro richiesta èconsistente ma che, senza una base di conoscenze

significative, appare difficile pensare ad una pianifica-zione sostenibile delle risorse.

LA QUALITÀ ECOLOGICADELLE RISORSE IDRICHE

Tra gli elementi più innovativi delle norme quadrocitate vi sono gli obiettivi di qualità per le diversetipologie di corpi idrici e una nuova concezione delmonitoraggio e dei controlli.

Gli obiettivi di qualità, assunti come riferimento perla pianificazione delle misure di prevenzione, tutela erisanamento, evidenziano l’attenzione rivolta ai corpirecettori (approccio combinato) e riguardano lo statodi tutte le componenti costituenti il corpo idrico equindi gli elementi caratteristici dell’ecosistema con-nesso: acqua, sedimenti, biota ma anche morfologia,funzionalità e quantità.

Conseguentemente gli indirizzi del monitoraggio sonoprofondamente mutati e il monitoraggio in sé diventauno strumento di pianificazione e di verifica dell’effi-cacia delle misure di tutela e risanamento.

La protezione integrale dell’ambiente richiede unsistema di controllo ambientale che, pur non rinun-ciando alla verifica delle conformità a limiti e prescri-zioni (modello prescrizione/controllo), sia prevalente-mente orientato all’acquisizione di dati e informazionivalidate per aggiornare continuamente la conoscenzadello stato e della dinamica evolutiva dell’ambiente everificare la validità dei modelli interpretativi e degliobiettivi di pianificazione degli interventi di prevenzio-ne, tutela e risanamento (modello controllo/conoscen-za) in un quadro di gestione razionale e sostenibile dellarisorsa.

Pertanto i monitoraggi sono anch’essi orientati sulcorpo recettore e si basano sull’analisi di indicatori eindici che forniscono informazioni integrate nello spazioe nel tempo relative a tutte le componenti che interagi-scono nel corpo idrico (acqua, sedimenti e biota).

La valutazione dello stato delle acque superficiali èbasata sulla determinazione di parametri e indici biolo-gici specifici per le diverse tipologie di acque chedefiniscono lo stato ecologico del corpo idrico. Laclassificazione è inoltre sostenuta dalla determinazionedi un significativo numero di parametri biologici, idro-morfologici, chimici e fisici (Tab. III).

Per le acque sotterranee, oltre ai parametri chimici,dovranno essere definiti i dati di equilibrio quantitativoe il trend evolutivo a lungo termine.

I programmi di monitoraggio sono funzionali agliobiettivi ambientali e alla verifica delle misure intrapre-se. Pertanto andranno previsti sia un monitoraggio disorveglianza su tutti i parametri da effettuarsi tra duesuccessivi piani di bacino, sia programmi operativimirati a verificare l’evoluzione positiva dei corpi idrici


che risultino a rischio per il conseguimento degli obiet-tivi ambientali. Questi programmi operativi sarannoquindi mirati solo a quegli elementi di qualità checompromettono lo stato ecologico e saranno più fre-quenti e svolti all’interno di un piano di bacino. Sonoprevisti anche eventuali programmi di monitoraggio edi studio per chiarire fenomeni inquinanti non suffi-cientemente conosciuti.

I programmi dovranno essere specifici per le tipolo-gie di corpi idrici caratteristiche di una determinataecoregione, così come sono definite nella direttivaquadro. L’Italia è interessata da due ecoregioni: Alpinae Mediterranea.

Uno schema logico del processo previsto per defini-re i programmi di monitoraggio è rappresentato infigura 3. La necessità di definire le tipologie specifichedi un’ecoregione deriva dal particolare schema di clas-sificazione previsto dalla direttiva quadro.

Gli Stati Membri della UE partecipano congiunta-mente ad un programma comune per definire le tipolo-gie al fine di realizzare una rete europea per l’intercom-parazione dei diversi metodi nazionali in uso per ladeterminazione degli elementi di qualità che definisco-no lo stato ecologico. A titolo di esempio nelle TabelleIV e V sono indicate le tipologie individuate in primaipotesi per l’ecoregione mediterranea.

Tab. III. Elementi di qualità per la determinazione dello statoecologico

Elementi di Qualità Frequenza min.di analisi

Biologici Fitoplancton 6 mesiMacroalghe e angiosperme 3 anniMacroinvertebrati 3 anniPesci 3 anni

Idromorfologici Parametri morfologici 6 anniParametri funzionali 6 anni

Chimici e Fisici Condizioni Termiche 3 mesiOssigenazione 3 mesiNutrienti 3 mesiAltri inquinanti 3 mesiSostanze Pericolose Prioritarie 1 mese

Fig. 3. Schema di sviluppo del monitoraggio secondo la direttiva 2000/600/CE.

Una tipizzazione simile è stata proposta per leacque marine costiere, mentre per le acque di transi-zione –che possono essere annoverate come acqueinterne– non si hanno ancora identificazioni concretedi tipologie specifiche.

Le singole classi di Elementi di Qualità (EQ) devonoessere analizzate sulla base delle loro specifiche pecu-liarità nel rispondere alle pressioni e impatti inquinanti,come indicativamente rappresentato nella tabella VI.


Lo schema di classificazione prevista dalla direttivaquadro è basato sulla identificazione di siti di riferimen-to specifici per ogni categoria di corpo idrico, cuicorrisponda uno stato ecologico elevato. Definiti talisiti, la direttiva quadro indica come criterio per l’attri-buzione delle classi di stato ecologico buono, suffi-ciente, scarso e cattivo (Tab. VII), una stima delloscostamento percentuale del valore degli elementi diqualità biologici e dei parametri a supporto, dai valoriche tali elementi di qualità assumono nel sito di riferi-mento, in un elevato stato ecologico, in assenza dilivelli significativi di concentrazione degli inquinantipericolosi. Si definisce un Rapporto di Qualità Am-bientale o Environmental Quality Ratio (EQR) ed inbase ad esso s’individua la classe di qualità. Lo StatoEcologico è determinato dall’elemento di qualità classi-

ficato nello stato peggiore.Nel caso in cui sono presenti determinati livelli di

concentrazione di inquinanti pericolosi (tossici e/o eco-tossici) essi non devono essere superiori a standard (inconcentrazione) prefissati. Solo per lo stato ecologicoelevato, le concentrazioni degli inquinanti di origineantropica devono essere prossime allo zero o nonsuperiori al limite di rilevabilità delle metodologie anali-tiche più avanzate, e quelli di origine naturale coerenticon il livelli di fondo naturale.

CONCLUSIONI: LA SITUAZIONE ITALIANANell’ attesa del recepimento della direttiva quadro,

che si prevede dovrà essere attuato non oltre la metàdel 2006, si sono avviate in Italia una serie di iniziativeche tendono ad adeguare la situazione nazionale ai

Tab. IV. Tipologie di laghi in ecoregione Alpina (L-AL) e Mediterranea (L-M)

Tipologia Caratterizzazione Altitudine Profondità Geologia Dimensionemedia Alcalinità

(m) (m) (meq/L) (km2)

L- AL3 Valle o media altitudine, profondo, alcalinità da moderata 50–800 >15 (>1) da moderata >0,5ad alta (influenza alpina), grande ad alta alcalinità

L- AL4 Media altitudine, basso, alcalinità da moderata ad alta 200–800 3–15 (>1) alcalinità da >0,5(influenza alpina), grande moderata a alta

L-M1 Pianura, basso, calcareo, grande <200 3-15 (>1) Calcareo >0,5Alta alcalinità

L-M5 Invaso, profondo, grande siliceo, pianura <200 >15 Siliceo >0,5L-M7 Invaso, profondo,grande, siliceo, altitudine media, 200-800 >15 Siliceo >0,5L-M8 Invaso, profondo, grande, calcareo, altitudine intermedia 0-800 >15 (>1) Calcareo >0,5

Alta alcalinità

Tab. V. Tipologie dei fiumi in ecoregione Alpina (R-A) e Mediterranea (R-M).

Tipologia Caratteristiche Bacino Altitudine (m) Geologia bacino Flusso(km2) e geomorfologia

R- A1 Da piccolo a medio, altitudine 10-1000 800-2500 Alcalinità alta (non nivaleelevata, calcareo massi/ciottoli estremamente alta)

R-A2 Da piccolo a medio, altitudine 10-1000 500-1000 Non-calcareo (graniti, nivale-glacialeelevata, siliceo (max. altitudine > 3000; metamorfiche). Alcalinità

media > 1500), massi da media a bassaR-M1 Piccolo, altitudine media 10-100 200-800 Mista Fortemente

stagionaleR-M2 Medio, pianura 100-1000 < 6000 Mista Fortemente

stagionaleR-M3 Grande, pianura 1000-10000 < 600 Mista Fortemente

stagionaleR-M4 Piccolo/Medio 10-1000 400-1500 Non siliceo(mista) Stagionale, elevato

Montagne mediterranee trasporto sedimentiR-M5 Piccolo, Mediterraneo, Temporaneo 10-100 < 300 Mista Temporaneo


nuovi requisiti stabiliti dalla direttiva comunitaria.L’attuazione del decreto legislativo 152/99 sulla tu-

tela delle acque ha già permesso di definire una retenazionale di monitoraggio sulla quale è in corso unaprima classificazione dello stato ecologico dei corpiidrici. La rete di monitoraggio comprende tutte leclassi di corpo idrico previste dalla direttiva e l’inqua-dramento della stima della qualità ecologica all’internodei bacini idrografici.

Tab. VI. Esempi di elementi di qualità in relazione alle pressioni ed impatti per laghi (L) e fiumi (R) in ecoregione alpina (AL) emediterranea (M) (Italia).

Tipologie di fiumi Eutrofizzazione (Laghi) Organici & Nutrienti (Fiumi) Modificazioni di flussoe laghi mediterranei

L- AL3 Fitoplancton MacrofiteL- AL4 Fitoplancton MacrofiteL-M1 Fitoplancton MacrofiteL-M5 Fitoplancton MacrofiteL-M7 Fitoplancton MacrofiteL-M8 Fitoplancton MacrofiteR-M1 Macroinvertebrati DiatomeeR-M2 Macroinvertebrati Diatomee PesciR-M3 Macroinvertebrati DiatomeePesci Macroinvertebrati Diatomee PesciR-M4 Macroinvertebrati DiatomeePesci Macroinvertebrati Diatomee PesciR-M5 Macroinvertebrati Diatomee

Tab. VII. Definizioni degli stati di qualità ecologica (direttiva 2000/60/CE, allegato 5).

Stato ecologico Definizione generale

Elevato Nessuna alterazione antropica, o alterazioni poco rilevanti, degli Elementi di Qualità idromorfologici, fisico-chimicie biologici, tipo specifici per quella categoria di corpo idrico

Inquinanti: concentrazione zero se d’origine antropica, o concentrazioni del fondo naturale

Buono EQ biologici: alterazioni poco elevate

EQ idromorfologici: coerenti per il conseguimento dei valori prefissati di qualità biologica

EQ fisico-chimici: parametri di base (temperatura, pH, ossigeno, nutrienti) che assicurano il funzionamento degliecosistemi

Inquinanti naturali e d’origine antropica: non superiori agli standard di qualità ambientale fissati

Sufficiente EQ biologici: alterazioni moderate

EQ idromorfologici: coerenti per il conseguimento dei valori prefissati di qualità biologica

EQ fisico-chimici: parametri di base (temperatura, pH, ossigeno, nutrienti) che assicurano il funzionamento degliecosistemi

Inquinanti naturali e d’origine antropica: non superiori agli standard di qualità ambientale fissati

Scarso EQ biologici: alterazioni considerevoli

Cattivo EQ biologici: alterazioni gravi

Anche rispetto alla norma nazionale si punta araggiungere un Buono stato ambientale entro il 2016attraverso i Piani di gestione delle risorse nei baciniidrici e utilizzando il monitoraggio come strumentodi verifica del conseguimento degli obiettivi e del-l’efficacia delle misure di tutela e miglioramentoattuate.

In particolare si stanno redigendo i Piani stralcio ditutela delle acque che dovranno essere disponibili entro


la fine del 2004.Tuttavia le metodologie previste dalla direttiva qua-

dro non sono tutte attuabili al momento perché diverseda quelle in uso in Italia.

Tre appaiono sostanzialmente i passaggi critici peradeguare le norme nazionali alla direttiva comunitaria.

Un primo punto riguarda la definizione dei Distrettiidrografici, e quindi delle autorità di distretto compe-tenti per l’attuazione della direttiva, perché con questaindividuazione si definirà la catena di competenze alivello nazionale e quali saranno i principali soggetticoinvolti nel processo.

Un secondo punto riguarda l’approfondimento delleconoscenze e il miglioramento delle informazioni rela-tive alle pressioni e agli impatti, specie quelli connessicon la presenza e il livello di emissione degli inquinantipericolosi. Il livello di monitoraggio di queste sostanzeè attualmente insufficiente ed inoltre non sono adeguatii dati e le informazioni circa gli scarichi di questesostanze sia in termini quantitativi sia per la conoscen-za dei corpi recettori.

Infine è poco diffuso il ricorso ad indicatori biologi-ci che sono alla base della determinazione dello stato di

qualità ecologico delle acque e delle procedure di clas-sificazione previste dalla direttiva.

Molto deve essere fatto a livello di sviluppo dellemetodologie e di formazione dei tecnici competentispecie nell’ambito delle agenzie regionali per la prote-zione dell’ambiente. Tuttavia alcune iniziative in corsoindicano che il processo di trasposizione della direttivaè in atto almeno a livello tecnico:– partecipazione di due bacini italiani, il Tevere e il

Cecina, al programma sperimentale comunitario disperimentazione delle linee guida tecniche predispo-ste per l’attuazione della direttiva, in un gruppo di 15bacini sperimentali comunitari;

– la partecipazione di esperti nazionali agli esercizid’intercalibrazione e di identificazione delle tipologiespecifiche dei corpi idrici nelle ecoregioni alpina emediterranea, di cui si sono segnalati alcuni risultati;

– le linee guida predisposte dal Centro Tematico Nazio-nale sulle acque (diatomee) ed altre in corso disviluppo.Queste iniziative fanno sperare in un rapido supera-

mento dei ritardi che attualmente si riscontrano inItalia, anche se molto si dovrà fare.

Biologia Ambientale, 19 (1): 9-16.Atti del Seminario: Classificazione ecologica delle acque interne. Applicabilità della Direttiva 2000/60/CE. Trento, 12-13 febbraio 2004.G.N. Baldaccini e G. Sansoni (eds.). Ed. APAT, APPA Trento, CISBA. Trento, 2005.

Condizioni di riferimento per il recupero dellaqualità dei corsi d’acqua: il caso del torrente Enza

Paoli Federica2, Silvia Franceschini2*, Franco Sartore1, Roberto Spaggiari2, Pierluigi Viaroli1.

1 Dipartimento di Scienze Ambientali, Università degli Studi di Parma, dipartimento di Scienze Ambientali, viale delle Scienze, 43100Parma (PR).

2 ARPA Emilia-Romagna, Sezione Provinciale di Reggio Emilia, via Amendola 2 42100 (RE).* Referente per la corrispondenza (Fax: 0522/ 330546; [email protected])

RiassuntoQuesto lavoro ha avuto come obiettivo principale lo studio di strumenti metodologici per la determinazione delle condizioni di riferimentofluviali, punto di partenza per la classificazione dello stato ecologico dei corpi idrici secondo quanto definito dalla direttiva acque 2000/60/CE (Water Framework Directive). Come ambiente di studio è stato scelto il torrente Enza, affluente di destra del fiume Po, nel qualesono state analizzate le variazioni delle caratteristiche idrogeomorfologiche, fisiche, chimiche e biologiche su base sia temporale chespaziale. Per l’analisi della qualità chimica delle acque ci si è avvalsi dei dati del monitoraggio dell’ARPA di Reggio Emilia, evidenziandodifferenze e similarità all’interno delle stazioni, valutando eventuali variazioni temporali e individuando, per i parametri influenzati dalleattività antropiche, il livello di riferimento ipotetico in condizioni naturali. Per una prima valutazione degli aspetti idrogeomorfologici èstato applicato l’Indice di Funzionalità Fluviale (IFF), che ha evidenziato una progressiva perdita di funzionalità da monte a valle, legataalle attività antropiche nel bacino e alla banalizzazione dell’ambiente fluviale. Per gli aspetti biologici, sono stati effettuati confronti tra lecomunità di macroinvertebrati presenti nelle stazioni esaminate e comunità di riferimento specifiche per ogni tipologia fluviale e per ognitipo di substrato presente. Il lavoro ha messo in evidenza la difficoltà di rinvenire siti immuni da impatti antropici e in grado di rispecchiareun elevato livello di integrità, condizioni individuabili soltanto nell’alto tratto montano del corso d’acqua.

PAROLE CHIAVE: Water Framework Directive / integrità ecologica / pressioni antropiche / Scaling Multidimensionale / modello di regressione/ Indice di Funzionalità Fluviale / comunità macrobentoniche

Identification and assessment of reference condition for river restoration planning: the case of Enza river (Italy)The main purpose of this work is to identify and assess methodological tools aimed at determining the pristine river conditions. Theseconditions are the reference term for the classification of the ecological status of surface water bodies, according to the Water FrameworkDirective of the European Commission (2000/60/CE).The study was carried out in the Enza river, a tributary of the Po river for which long term data series are available. Hydrogeomorphic,chemical and biological features were analysed in five stations, based on data of two monitoring series: 1994-95 and 2000-03. Differencesand similarities among stations, were assessed on both temporal and spatial scales considering water quality data. Pristine hydrochemicalconditions were estimated with regression techniques. The hydrogeomorphyc conditions were assessed with the Fluvial FunctionalityIndex (IFF). The IFF demonstrated a progressive loss of functionality down-stream, which correlated to the human activities in thecatchment and direct modification of the riverine ecosystem. The integrity of benthic invertebrate communities was assessed through astatistical comparison with potential reference communities, which were assumed from the literature and were expected to representspecific hydrogeomorphic typologies. This study demonstrates that an appreciable level of integrity, which can represent to a someextent the pristine conditions, can be found only in the mountain part of the river, where human impacts are lower. Altered conditionsoccur progressively down-stream, with deep transformation in the low-land.

KEY WORDS: Water Framework Directive / ecological integrity / human activities / Multi Dimensional Scaling / regression techniques /Fluvial Functionality Index / benthic invertebrate communities

PAOLI et al. - Condizioni di riferimento fluviali10

INTRODUZIONEIl presente lavoro, svolto nell’ambito della collabo-

razione tra l’Università degli Studi di Parma e la Sezio-ne provinciale ARPA di Reggio Emilia, ha avuto comeobiettivo lo studio di strumenti metodologici per ladeterminazione delle condizioni di riferimento fluviali,che rappresentano il punto di partenza per la classifica-zione dello stato ecologico dei corpi idrici in attuazionedella Water Framework Directive (WFD). La WFDprevede infatti l’individuazione di “condizioni di riferi-mento tipiche specifiche”, rappresentate da un corpoidrico, o parte di esso, in condizioni inalterate o mini-mamente modificate (Stato Ecologico Elevato) che,trasposte nella nostra legislazione (punto 2.1.3.1. All. 1D. Lgs. 152/99) vanno ad individuare “i corpi idrici diriferimento”, vale a dire “corpi d’acqua o parti di essicon caratteristiche biologiche, idrogeomorfologiche efisico-chimiche tipiche di un corpo idrico relativamen-te immune da impatti antropici” (REGIONE EMILIA RO-MAGNA, 2003).

Nei paesi economicamente sviluppati, un grossolimite alla determinazione delle condizioni di riferimen-to è dato dal fatto che, a causa delle trasformazioniantropiche del territorio, è praticamente impossibilerinvenire corpi idrici nel loro stato naturale. Sopravvi-vono invece ambienti in cui la presenza dell’uomo èancora marginale o, comunque, mitigata dalle capacitàautoregolative dell’ecosistema. Pertanto, un possibileapproccio nell’identificazione delle condizioni di riferi-mento, è quello di valutare l’integrità ecologica del-l’ecosistema attraverso la stima dello scostamento del-le caratteristiche idrogeomorfologiche, chimiche e bio-logiche dell’ecosistema fluviale dalle condizioni natu-rali. In questo lavoro le variazioni spaziali e temporalidella qualità chimica delle acque, delle comunità deimacroinvertebrati bentonici e delle caratteristiche idro-geomorfologiche sono state analizzate in cinque sta-zioni distribuite lungo l’asta fluviale del torrente Enza.

AREA DI STUDIOIl torrente Enza (Fig. 1), affluente di destra del

fiume Po, rientra fra i bacini naturali significativi dellaregione Emilia Romagna. Per il torrente Enza è dispo-nibile una lunga serie storica di dati dell’ARPA regiona-le, svolti sia mediante monitoraggio istituzionale che inspecifiche campagne sperimentali sulla qualità delleacque. Sono state scelte cinque stazioni di campiona-mento distribuite lungo l’asta fluviale. Quattro stazioniappartengono alla rete di monitoraggio regionale; laquinta stazione, posta nella sezione montana del tor-rente, pur essendo stata eliminata dalla rete a partiredall’anno 2000, è stata ritenuta utile per valutare lacondizione dell’alto tratto di bacino, sottoposto a pres-sioni antropiche di modesta entità.

MATERIALI E METODI

Qualità chimica delle acqueI dati delle campagne di monitoraggio dell’ARPA

relativi al triennio 2000-2002 e al biennio 1994-95 sonostati analizzati con diverse tecniche statistiche. Il gradodi similarità e le variazioni temporali delle caratteristi-che delle cinque stazioni e i gradienti monte-valle chene conseguono sono stati analizzati con tecniche stati-stiche non parametriche e con il multidimensional sca-ling (MDS) (SPSS for Windows step by step, G.DARREN e MALLEY, 2001). Differenze e similarità esi-stenti tra le tendenze centrali dei dati rilevati nellediverse stazioni sono state analizzate con il test diKruskal-Wallis, equivalente non parametrico dell’anali-si della varianza ad un criterio di classificazione (di-stanza della stazione dalla sorgente). Il confronto neivalori delle tendenze centrali è stato svolto con il test Udi Mann-Whitney tra coppie delle stazioni considerate.Le eventuali variazioni temporali sono state analizzatemediante il test di Friedman, equivalente non parame-trico dell’ANOVA a due criteri di classificazione (tem-po e distanza della stazione dalla sorgente).

Le caratteristiche chimiche di riferimento sono state

F. Po

T. E

nza

Coenzo

PARMA

S. Ilario

Cerezzola

Vetto

Temporia

Fig. 1. Bacino del torrente Enza

PAOLI et al. - Condizioni di riferimento fluviali 11

individuate mediante un modello di regressione linearetra la concentrazione (Y) e la distanza della stazionedalla sorgente (X). Il modello si basa sull’ipotesi che ildisturbo aumenti al crescere della distanza dalla sor-gente. A questo scopo sono stati considerati i valori del75° percentile delle misure annuali di nitrati, fosforototale, COD, BOD5, rappresentandone le variazioni infunzione della distanza dalla sorgente. Per ogni variabi-le è stata quindi calcolata la curva di regressione chepresenta il massimo coefficiente di determinazione(R2) e ne è stata valutata la significatività tramite il testF di Fisher. L’intercetta sull’asse delle ordinate rappre-senta il livello di fondo naturale in assenza di perturba-zioni che viene raggiunto in prossimità della sorgente,vale a dire in assenza di pressioni antropiche (baselinevariability). Pur rappresentando un caso limite teorico,dunque difficilmente raggiungibile, rispecchia quel con-cetto di condizione di riferimento con cui la normarichiede di raffrontare la qualità dei corsi d’acqua.

Qualità biologica dell’ecosistemaL’individuazione di condizioni di riferimento (co-

munità attese) presenta problemi di difficile soluzione,in quanto manca un censimento delle comunità dimacroinvertebrati bentonici in ecosistemi non alterati.A questo si aggiunge una marcata stagionalità dellecomunità dei corsi d’acqua, come conseguenza sia delregime idrologico che dei cicli vitali di alcuni taxa. Inprima approssimazione, sono state considerate comeriferimento le comunità tipiche di diverse tipologiefluviali (GHETTI, 1997) in relazione al tipo di substrato:roccia-massi (Epirhithron), massi-ciottoli (Metarhi-tron), ciottoli-ghiaia (Hyporhithron), sabbia-limo-ar-gilla (Metapotamon). Le comunità di questi ambienticostituiscono una rappresentazione semplificata delletipologie di comunità più comuni che dovrebbero esse-re rinvenute in ambienti non inquinati o non alterati inmodo sensibile. Possono dunque avere valenza di “co-munità di riferimento” da utilizzare, in combinazionecon i dati di qualità chimica delle acque, per individuarele “condizioni ecologiche di riferimento”. Ciascunacomunità rinvenuta durante i campionamenti stagionaliè stata confrontata quantitativamente e qualitativamen-te con la corrispondente comunità attesa in base al tipodi substrato presente nella stazione. La comunità os-servata è stata analizzata valutando la presenza/assenzadei taxa previsti nella comunità di riferimento: in casodi assenza è stato assegnato valore 0, in caso dipresenza valore 1. Un primo confronto relativo alnumero di taxa presenti nella comunità attesa e inquella osservata è stato svolto attraverso il test esattodi Fisher, corrispettivo del test χ2 per piccoli campioni,valutando, in prima approssimazione, la variazione dellivello di diversità biologica come misura dell’impatto

antropico sulla qualità del torrente. Successivamente lacomposizione della comunità osservata è stata con-frontata con quella della comunità di riferimento trami-te il test di McNemar per dati appaiati.

I test statistici sono stati svolti utilizzando il pac-chetto statistico SPSS 11.0 per Windows.

Caratteristiche idrogeomorfologichePer valutare il livello di funzionalità del corpo idrico,

intesa come interazione di fattori biotici e abioticipresenti nell’ecosistema acquatico ed in quello terre-stre ad esso collegato è stato applicato l’Indice diFunzionalità Fluviale (IFF, SILIGARDI et al., 2000).

RISULTATI E DISCUSSIONE

Qualità chimica delle acqueLa qualità chimica delle acque è stata analizzata

fornendo una prima distinzione tra i parametri che,dipendendo essenzialmente dalle attività antropiche (ni-trati, fosforo totale, COD, BOD5), possono fornireindicazioni sugli scostamenti rispetto alle condizioninaturali e quelli che possono dare indicazioni sullecaratteristiche geochimiche di base (calcio, magnesio,sodio, potassio, bicarbonato, cloruri, solfati e condu-cibilità elettrica specifica). Sono stati evidenziati incre-menti da monte verso valle sia delle variabili geochimi-che naturali che di quelle derivanti dall’impatto delleattività antropiche, in particolare dei nitrati (Fig. 2).Per la valutazione delle condizioni di riferimento è statoutilizzato lo scostamento dei parametri di origine antro-pica dal livello di fondo naturale. Ad essi è stataapplicata la procedura di Scaling multidimensionaleche costituisce una rappresentazione bidimensionale incui le distanze tra i punti sono proporzionali alle dissi-milarità esistenti tra le stazioni considerate (nel nostrocaso quelle sottoposte al monitoraggio anche dopo il2000): si può osservare come la stazione di Vettod’Enza e quella di chiusura del bacino idrografico(Coenzo) costituiscano due “entità” chiaramente di-stinguibili e individuabili mentre le due stazioni inter-medie presentino distanze più eterogenee, indice di unamaggiore variabilità dei parametri chimici esaminati(Fig. 3). Le differenze monte-valle sono state valutatecon il test di Kruskal-Wallis (Tab. I) e Mann-Whitney(tab. II) dai quali risulta una differenza significativa trastazioni sia nel biennio 1994-95 che nel triennio 2000-2002. Dall’analisi dei valori delle tendenze centrali si èosservato che le stazioni di Vetto d’Enza e di Cerezzolapresentano una differenza significativa solamente perla composizione chimica naturale mentre le altre cop-pie di stazioni presentano quasi sempre una differenzasignificativa sia per i parametri naturali che per quelli


Fig. 2. Analisi della variazione delle concentrazioni di nitrati e BOD5 lungo l’asta del torrente Enza nel 1994. I box-plot rappresentanomisure parametriche di dispersione sia della media (barra nera) che delle singole osservazioni: i baffi esterni comprendono circa i 2/3 delladistribuzione dei dati, mentre la scatola fornisce gli estremi che comprendono i 2/3 delle medie che hanno la stessa variabilità e numerositàdel campione raccolto.

Tab. I. Risultati del confronto tra stazioni svolto mediante il test di Kruskal-Wallis.

Cloruri Carbonati Solfati Conducibilità Nitrati BOD5 COD Fosforo

Numerosità 144,380 109,844 102,133 125,107 138,420 88,331 76,332 101,809df 3 3 3 3 3 3 3 3Significatività Asintotica 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000

Tab. II. Risultati del confronto tra stazioni svolto mediante il test di Mann-Whitney.

Cloruri Carbonati Solfati Conducibilità Nitrati BOD5 COD Fosforo

Vetto vs. Cerezzola 0,005a 0,000a 0,000a 0,000a 0,079a 0,150a 0,177a 0,745a

Vetto vs. S. Ilario 0,000b 0,000b 0,000b 0,000b 0,000b 0,000b 0,000b 0,000b

Vetto vs. Coenzo 0,000c 0,000c 0,000c 0,000c 0,000c 0,000c 0,000c 0,000c

Cerezzola vs. S. Ilario 0,000d 0,000d 0,099d 0,000d 0,000d 0,000d 0,000d 0,000d

Cerezzola vs. Coenzo 0,000e 0,000e 0,000e 0,000e 0,000e 0,000e 0,000e 0,000e

S. Ilario vs. Coenzo 0,164e 0,000e 0,003e 0,009e 0,000e 0,016e 0,002e 0,040e

(a) ottenuto su 10000 tabelle di campioni con seme iniziale 957002199(b) ottenuto su 10000 tabelle di campioni con seme iniziale 475497203(c) ottenuto su 10000 tabelle di campioni con seme iniziale 126474071(d) ottenuto su 10000 tabelle di campioni con seme iniziale 1507486128(e) ottenuto su 10000 tabelle di campioni con seme iniziale 605580418

antropici (Tab. II). Nel caso dei confronti temporali èstata riscontrata una differenza significativa per levariabili di origine geochimica naturale e per il fosforototale. La stazione di Vetto d’Enza presenta una diffe-renza significativa anche per le variabili di origineantropica (dati non riportati). In definitiva, la qualitàchimica delle acque presenta un netto gradiente mon-te-valle che è caratterizzato da una significativa altera-zione del chimismo naturale delle acque nel trattoplaniziale. La qualità chimica delle acque si è mantenu-

ta sostanzialmente costante nell’ultimo decennio, nelquale non sono intercorse variazioni significative.

Dal punto di vista chimico, le condizioni di riferi-mento possono essere rappresentate da una situazioneideale in cui le pressioni antropiche siano ridotte aiminimi termini. Per i parametri indicatori di inquina-mento le concentrazioni aumentano passando dallescaturigini del corpo idrico fino alla sua foce, in rispo-sta all’aumento delle pressioni che gravano sulle corri-spettive porzioni di bacino. Secondo questo principio


si è cercato di calcolare un “livello di riferimento”teorico per i principali macrodescrittori, corrisponden-te ad un “valore di fondo” intrinseco che dovrebbecaratterizzare le acque alla sorgente (Figg. 4a-d). Dalconfronto dei valori teorici ottenuti con i valori sogliadel I livello di qualità definito dal D. Lgs. 152/99 per imacrodescrittori (Tab. 7 All. 1), requisito necessarioper la definizione dello stato ambientale “elevato”, emer-gono alcuni risultati che sono sintetizzati nei punti cheseguono.· I valori di fondo stimati per BOD5 e COD risultano

nettamente inferiori al primo valore soglia normativoche, peraltro, viene superato soltanto nelle stazionidel tratto planiziale. Le acque del torrente Enzapresentano complessivamente una contaminazioneorganica contenuta, in ragione delle moderate pres-sioni di origine puntuale incidenti sul bacino, inparticolare scarichi civili, in quanto i maggiori centriabitati della Val d’Enza sono recapitati nel bacinoconfinante del Torrente Crostolo.

· Il valore teorico di riferimento per i nitrati e il limitenormativo (LIM 1) risultano quasi coincidenti; loscostamento dal fondo naturale avviene già nel trattomontano con uno scostamento progressivo e di tipo

Fig. 3. Multidimesional Scaling applicato alle variabili influenzatedall’attività antropica (COD, BOD5, nitrati e fosforo totale).

Fig. 4. Individuazione del livello di riferimento (valore del fondo naturale) di BOD5, COD, azoto nitrico e fosforo totale. La stima è statasvolta utilizzando la regressione esponenziale che massimizza il coefficiente di determinazione. Il valore di riferimento è dato dall’intercettadella curva (Y0) che corrisponde alla distanza zero dalla sorgente (X=0).

esponenziale procedendo verso valle.· Il fondo naturale individuato per il fosforo totale

risulta di un ordine di grandezza inferiore rispetto alvalore soglia LIM 1, come risultano molto bassi ivalori osservati nel tratto montano e pedemontano,


mentre le concentrazioni subiscono un brusco esensibile aumento procedendo verso le stazioni dipianura.Il livello qualitativo definito dai macrodescrittori

(LIM) diminuisce gradualmente passando dalle stazio-ni di montagna a quelle di pianura (dati non riportati).

Qualità biologica dell’ecosistemaPer lo studio delle caratteristiche biologiche, che nel

contesto della WFD assumono un’importanza priorita-ria in funzione del raggiungimento degli obiettivi di

Tab. III. Confronto tra la composizione della comunitàmacrobentonica osservata e quella della comunità di riferimento,attesa sulla base delle condizioni idrologiche e del substrato.

Numerosità Test di Test didel campione Fisher McNemar

Temporia 28 0,292 0,274Vetto 30 0,002 0,202Cerezzola 27 0,191 0,029S.ILario 29 0,011 0,013Coenzo 29 0,009 0,000

Fig. 5. Confronto tra comunità macrobentonica osservata e attesa. Sull’asse delle ascisse lo zero indica il numero di taxa assenti e l’unoquelli presenti nella comunità attesa; nella legenda a destra lo zero indica il numero di taxa assenti e l’uno quelli presenti nella comunitàosservata. Il primo istogramma a sinistra rappresenta il numero di taxa presenti nella comunità osservata ma assenti in quella attesa, ilsecondo il numero di taxa presenti nella comunità attesa ma assenti in quella osservata ed il terzo quelli presenti in entrambe le comunità.

Coenzo - giu 2001

comunità 4

Con

tegg

io

Cerezzola-giu 2001

comunità 3

Con

tegg

io

S. Ilario-giu 2002

comunità 3

Con

tegg

ioTemporia-giu 2000

comunità 2

Con

tegg

io

Vetto - ott 2002

comunità 2

Con

tegg

io

01

01

01

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qualità ecologica, sono stati utilizzati i dati relativi allacomposizione delle comunità dei macroinvertebrati ben-tonici, ottenuti secondo il protocollo di applicazionedell’Indice Biotico Esteso (IBE). La composizione “at-tesa” o ottimale della comunità dei macroinvertebraticorrisponde a quella che, in buone condizioni ecologi-che, dovrebbe colonizzare una determinata tipologiafluviale: quello che si è voluto valutare in questo lavoroè proprio lo scostamento della composizione dellecomunità rilevate nel tempo e nelle diverse stazioni daquella attesa per la corrispondente tipologia di corsod’acqua. Per ciascuna stazione si riporta, a scopoesemplificativo, il risultato dei due test applicati ad unacampagna di campionamento (Tab. III) ed il corri-spettivo grafico rappresentante il numero di taxa pre-senti/assenti nelle due comunità in esame (Fig. 5). Ilnumero di taxa presenti nella comunità di riferimento eassenti nel campione rappresenta la distanza dalla con-dizione teorica di riferimento.

Dai risultati ottenuti si può osservare come il nume-ro di taxa presenti in una determinata comunità, puressendo espressione del livello di biodiversità, nonpossa essere considerato un criterio sufficiente per lavalutazione dello stato di riferimento. Talvolta è infattipossibile constatare come due comunità non risultinosignificativamente differenti per il numero di taxa pre-senti (livello di probabilità del test di Fisher superiore al5%) ma significativamente diversi per la loro composi-zione, cioè per il tipo di taxa presenti (livello di probabi-lità del test di McNemar inferiore al 5%). Quindi non èsufficiente il rinvenimento di un’elevata abbondanza ditaxa ma si rende necessaria la verifica della presenza/assenza di taxa caratteristici per quella determinatatipologia fluviale.

La stazione di Temporia, confrontata con comunitàtipiche di substrati a massi-ciottoli, verifica entrambele condizioni sopra citate, costituendo perciò un buonriferimento per la parte montana del bacino. La stazio-ne di Vetto d’Enza, anch’essa confrontata con latipologia a massi-ciottoli, comincia a manifestare iprimi segni di alterazione soprattutto a livello dellanumerosità dei taxa nel periodo autunnale, probabil-mente correlabile con variazioni idrologiche stagionali.

La stazione di Cerezzola, confrontata con comunitàtipiche di substrati a ciottoli-ghiaia, presenta un buonlivello di biodiversità ma elevate discrepanze per quan-to riguarda i tipi di taxa presenti, probabilmente a causadi una scarsa diversità a livello di substrato che costi-tuisce un primo segnale di alterazione geomorfologica.

Nelle stazioni di S. Ilario e di Coenzo, confrontaterispettivamente con tipologie a ciottoli-ghiaia e contipologie potamali a substrati a sabbia-limo-argilla, èpossibile osservare la perdita sia di biodiversità che ditaxa sensibili.

Caratteristiche idrogeomorfologicheIl punteggio relativo all’IFF diminuisce gradualmen-

te passando dalle stazioni di montagna, caratterizzateda un minore livello di antropizzazione dell’ambientecircostante e da una maggiore naturalità dell’ecosiste-ma fluviale, a quelle di pianura in cui è possibileosservare una minore diversità ambientale e un mag-gior livello di alterazione rispetto a un’ideale condizionenaturale (Fig. 6). Gli aspetti di maggiore criticità, chedeterminano una progressiva riduzione dell’indice adun livello III, corrispondente a giudizio mediocre, nellestazioni di S.Ilario e di Coenzo, sono legati soprattuttoalle attività antropiche esercitate sul territorio circo-

Fig. 6. Livelli di funzionalità ottenuti dall’applicazione dell’IFF nelle cinque stazioni di campionamento.


stante, alla diminuzione dell’estensione della fascia divegetazione riparia e alla banalizzazione dell’ambientefluviale in seguito a interventi di escavazione di mate-riale litoide e di rettifica delle sponde.

CONCLUSIONIQuesto lavoro ha messo in evidenza la difficoltà di

rinvenire nel nostro territorio, anche in bacini caratte-rizzati da moderate pressioni antropiche, siti inalteratied in grado di rispecchiare un elevato livello di natura-lità definito dall’integrazione di elementi biologici, chi-mici e idrogeomorfologici. L’unico tratto fluviale rap-presentativo di condizioni di riferimento per i corsid’acqua appenninici è applicabile all’ecotipo montano,corrispondente alla stazione di Temporia, in cui ilterritorio appare ancora pressoché incontaminato enon presenta particolari aspetti di criticità se non relati-vamente alla bassa portata nei periodi estivi, legataanche a captazioni per usi idroelettrici. Come conse-guenza del basso livello di antropizzazione, le concen-trazioni di sostanza organica e nutrienti si avvicinanoad un livello minimo che può essere considerato comeuna sorta di variabilità di base alla quale corrispondeuno stato qualitativo elevato. Qui, le comunità deimacroinvertebrati bentonici presentano una buona strut-tura sia per quanto riguarda la numerosità dei taxa siaper la loro composizione, mentre la fauna ittica (lastazione si colloca al limite tra la zona C e la zona D),valutata tramite le carte ittiche regionali, presenta soli-tamente una buona struttura con specie tipiche per

questa tipologia fluviale. Procedendo verso valle gliscostamenti dalle condizioni di naturalità si fanno sem-pre più evidenti, sebbene –almeno fino all’altezza dellavia Emilia– il sistema mantenga complessivamente unbuona capacità autoregolativa. La zona planiziale delcorso d’acqua è quella che presenta una maggiorecompromissione: l’alterazione degli elementi idrogeo-morfologici e gli apporti di inquinanti, prevalentementeda sorgenti diffuse, incidono negativamente sulla qua-lità biologica portando ad un impoverimento delle co-munità bentoniche, che sono caratterizzate da taxaresistenti ed adattati all’ambiente alterato. Queste pro-blematiche sono strettamente connesse all’intensa an-tropizzazione della pianura emiliana e per tale motivointeressano in misura più o meno evidente tutti i corsid’acqua della zona.

La valutazione di questi aspetti risulta strategicarispetto al raggiungimento dell’obiettivo di buona qua-lità ambientale per il 2015, in quanto se il recupero dellaqualità chimica è essenzialmente legato al controllodegli apporti del bacino scolante, il recupero dellaqualità biologica appare strettamente connesso con ilripristino complessivo dell’integrità idrogeomorfologi-ca e funzionale dell’ambiente fluviale.

Un approfondimento e la validazione di questo ap-proccio, potrebbero essere sviluppati attraverso un’ana-lisi comparativa dei bacini della parte occidentale dellaregione Emilia-Romagna (Taro, Nure, Trebbia, Parmae Crostolo) con particolare riferimento alle diversecondizioni di alterazione, soprattutto nei tratti potamali.

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Prime esperienze di applicazione dellaWFD 60/2000: limiti e prospettive

Maria Giovanna Braioni1*, Anna Braioni2, Pier Francesco Ghetti3,Gianpaolo Salmoiraghi4, Maurizio Siligardi5

1 Dipartimento di Biologia,Università di Padova, Via U. Bassi 58/B, 35121 Padova2 architetto libero professionista, vc. Ponte Nuovo 9, 37126 Verona3 Dipartimento di Scienze Ambientali, Santa Marta Dorso Duro 2137, 30123 Venezia4 Dipartimento di Biologia Evoluzionistica, Via Selmi 2, 40126 Bologna5 APPA di Trento, Via Mantova 16, 38100 Trento* Referente per la corrispondenza: (Fax +39 049 8276300; [email protected])

RiassuntoNell’ambito delle Ricerche finanziate dall’Autorità di Bacino Nazionale del fiume Adige, a supporto della stesura del Piano di Bacino, èstato applicato un innovativo Modello integrato di Analisi, di Valutazione e di Gestione ambientale del sistema fiume-corridoio fluviale.In particolare, ogni elemento biologico-ecologico del sistema è stato analizzato mediante metodi standardizzati e nuovi Indici qualitativi-quantitativi sensibili, specifici, complementari, idonei a fornire valutazioni sintetiche in forma aggregata e disaggregata e a produrre scenarireali possibili. L’inserimento di tutti i dati biologico-ecologici-paesaggistico-ambientali e territoriali nel data base del GIS, ha permessol’applicazione della WFD 60/2000 nella forma più estesa e l’elaborazione: 1) delle carte tematiche richieste dalla Normativa Italiana e dallastessa WFD, 2) di tematismi specifici (Carta di Qualità, Degradi e Rischi, ad esempio) che forniscono una lettura integrata dellacomplessità ambientale, essenziale a 3) identificare le azioni e gli interventi di pianificazione ecocompatibili (Carta degli usi pianificatorie abaco normativo).

PAROLE CHIAVE: Applicazione WFD 60/2000 / Modello integrato di Analisi, di Valutazione e di Gestione ambientale / sistema fiume-corridoio fluviale

Preliminary appliances of the EC WFD 60/2000: limits and perspectivesOn researches and studies that were financed by the National Basin Authority of the Adige river to support the layout of the Adige BasinPlan, an integrated Model of Analysis, Valuation and Environmental Management of the river-fluvial corridor system was applied.Particularly each biological-ecological element was analysed by standard methods and new quality-quantity Indices with high specific-ness, sensibility and complementary, suitable to giving evaluations that can be aggregated and disaggregate, with forecasting capacities. Toinsert in a GIS database all the biological-ecological-environmental landscape results has allowed 1) to applying in a wider approach theWFD 60/2000; 2) to process thematic Maps requested by Italian Norms and by the WFD itself; 3) to elaborate specific themes (as forinstance the Quality, Degrade and Risks Map) suitable to give an integrated reading of the environmental complexity; 4) to identifyactions and interventions of eco-sustainable planning (the Planning Uses Map and the relative Norms Abacus).

KEY WORDS: WFD 60/2000 application / Integrated Model of Analysis, Valuation and Environmental Management / river-fluvial corridorsystem.

PREMESSALa Direttiva CEE 60/2000 (WFD) che istituisce un

quadro per l’azione comunitaria in materia di acquepone, come obiettivo finale (da raggiungere entro il2016), la salvaguardia e/o il ripristino della risorsa

“acqua pulita” lungo tutto l’intero complesso ciclodell’acqua, mediante il ripristino integrale dei corpiidrici, la salvaguardia dello Stato Ecologico “buono” ditutti i corpi idrici naturali del River Basin District e il

BRAIONI et al. - Applicazione della WFD 60/2000: limiti e prospettive18

ripristino del Potenziale Ecologico “buono” per tutti icorpi idrici altamente modificati o artificiali. La qualitàdi entrambi è definita sulla base del rispettivo Statoecologico elevato o Massimo Potenziale ecologico che,a sua volta, deve essere valutato per tutti i corpi idrici.

Si configura come Direttiva “guida” e di riordinodelle numerose Direttive, già emanate, in funzione dellagestione delle acque e della pianificazione ambientale eterritoriale. Molte di esse, infatti, sono o saranno abro-gate nelle varie fasi di applicazione della WFD. Altrenorme comunitarie, come la Habitat Directive (92/43/EEC) e la 79/409/EEC, sono ad essa strettamentecollegate e dovrebbero trovare le condizioni per unapiù ampia applicazione. Alla WFD si fa riferimentonella Raccomandazione “Best practices on flood pre-vention, protection and mitigation” (EU, 2003). An-cora nella WFD si recepisce, nel suo fondamento, laConvenzione Europea del Paesaggio in cui il termineassume il significato di “parte del territorio, così comeè percepito dalle popolazioni, il cui carattere derivadall’azione di fattori naturali e/o umani e dalle lorointerazioni” (PAOUR e HITIER, 1998).

Il concetto di Integrazione è il punto chiave dellaWFD nella gestione e nella protezione dell’acqua all’in-terno del River Basin District.

Nel WFD CIS (2003) si richiede, ad esempio: “inte-grazione degli obiettivi ambientali, unificando gli obiet-tivi qualitativi, ecologici e quantitativi per la protezionedegli ecosistemi ad elevato valore e assicurare un buonstato per le altre acque; integrazione nella gestione ditutte le risorse legate all’acqua, unendo le acque dolcisuperficiali e gli acquiferi profondi, con le risorse dellearee umide, delle acque di transizione e delle acquecostiere a scala del Bacino di Distretto; integrazione ditutti gli usi, funzioni e valori dell’acqua … a livelloambientale, sanitario, per il consumo umano, per isettori economici, per il trasporto, per il tempo libero ecome godimento sociale; integrazione di tutte le disci-pline coinvolte nella pianificazione ambientale e territo-riale (biologico-ecologiche, economiche, idrologiche-idrauliche, territoriali, paesaggistico ambientali); inte-grazione della capacità/possibilità decisionali degli uti-lizzatori e della società civile promuovendo trasparenzae informazione al pubblico”.

La WFD, ponendo le comunità biologiche comeelementi cardine di riferimento per la definizione delloStato ecologico naturale ed, estendendo le analisi an-che agli elementi idromorfologici (comprese le areeriparie), recepisce di fatto i concetti base dell’ecologiafluviale (BOON et al., 1992; CUMMINS, 2002; HYNES,1975; NAIMAN et al., 1988; NAIMAN e DECHAMPS,1990; PINAY et al., 2002; TOCKNER et al., 2002; VAN-NOTE et al., 1980; WARD, 1989).

La sua applicazione sul sistema fiume-corridoio flu-

viale, pertanto, richiede, oltre all’uso delle analisi tradi-zionali e standardizzate come, ad esempio, degli Indicibiologico-ecologici IBE (GHETTI, 1997) e IFF (SILI-GARDI et al., 2000), lo sviluppo di modelli e di metodi,idonei a fornire valutazioni sintetiche ma, al contempo,disaggregabili, ad elevata sensibilità, specificità, com-plementarietà, per integrare, interpretare e trasferire idati biologico-ecologici e paesaggistici nei procedi-menti di pianificazione ambientale, finalizzati alla salva-guardia, alla rinaturazione, alla riqualificazione e allafruizione del sistema stesso.

Con questi strumenti, inoltre, sarà possibile supera-re le barriere di linguaggio, ancora esistenti tra lediscipline coinvolte, sulle tre grandi problematiche am-bientali del sistema fiume-territorio e cioè: a) ripristinodella biodiversità e della funzionalità del sistema stesso,b) rischio idraulico-geomorfologico-idrogeologico, c)pianificazione territoriale dei corridoi fluviali e, più ingenerale, sulla sostenibilità ambientale (GHETTI, 2003).

Come contributo, in tal senso, tra il 1998 e il 2001,nell’ambito degli studi e delle ricerche a supporto dellastesura del Piano di Bacino Nazionale del fiume Adige,finanziati dalla stessa Autorità e con contributi delleProvince Autonome di Trento e di Bolzano e dellaRegione del Veneto, è stata attuata una ricerca interdi-sciplinare con l’applicazione di un Modello integrato diAnalisi, di Valutazione e di Gestione ambientale delsistema fiume Adige-corridoio fluviale (BRAIONI, 2001)

MATERIALI E METODIIl Modello finalizzato alla rinaturazione, fruizione e

riqualificazione del sistema fiume Adige-corridoio flu-viale, è stato applicato in 11 Aree campione (Fig. 1).

Quest’ultime, come anche richiesto dalla WFD,rappresentano sub-unità idro-morfologiche discrete(Water Bodies), significative per: a) le tipologie carat-terizzanti il corso dell’Adige secondo il sistema A e/o Bproposto dalla Direttiva stessa, b) le condizioni diriferimento della naturalità e/o la presenza di dati storiciidonei per la valutazione dello Stato ecologico e/o delPotenziale ecologico, c) i diversi impatti antropici pre-senti lungo l’asta fluviale, d) i tratti fluviali da includerenel Registro delle Aree Protette del Bacino di Distretto(Allegato IV della WFD), quest’ultimo comprensivoanche dei corsi d’acqua di risorgiva del bacino interre-gionale del Fissero-Tartaro-Canal Bianco (BRAIONI etal., 2004a).

I siti di campionamento delle analisi biologico-eco-logiche dei comparti acqua, alveo, rive, aree riparie (edelle componenti in essi presenti), sono inseriti nellepiù vaste aree del corridoio fluviale, analizzate a) se-condo i metodi utilizzati nella pianificazione del territo-rio, b) dall’Indice paesaggistico ambientale (Environ-mental Landscape Index) (BRAIONI e GIRELLI, 2000), c)

BRAIONI et al. - Applicazione della WFD 60/2000: limiti e prospettive 19

dall’Analisi fitosociologica della vegetazione (Fig. 2).Le analisi biologico-ecologiche sono state estese, inol-tre, più a valle dell’Area 11 (tratto 12) fino all’ultimasezione di rilevamento della portata del fiume Adige.

Il Modello integrato di Analisi, di Valutazione e diGestione ambientale del sistema fiume-corridoio flu-viale, articolato in 4 fasi, è stato già sinteticamentedescritto (BRAIONI et al., 2000; 2001a; 2002). È in fasedi elaborazione una ampia sintesi (corredata da esempidelle carte tematiche allegate alla Relazione conclusiva)per il sito www.Bacino-Adige.it. Pertanto in questolavoro si riportano solo alcune indicazioni chiave.1. L’integrazione tra le diverse ricerche è stata realiz-zata già nella I fase di applicazione del Modello: raccol-ta delle informazioni di base. Infatti i ricercatori delSottoprogetto 1 (Università di Padova-Dipartimento diBiologia e Dipartimento dei Processi chimici dell’Inge-gneria, Università di Bologna-Dipartimento di BiologiaEvoluzionista) si sono coordinati tra loro, con gli espertidel sottoprogetto 2 (coordinati dall’IUAV-Dipartimen-

to di Analisi Economica e Sociale del Territorio) e coni ricercatori del: a) Laboratorio Biologico di Laives,Laboratorio Chimico e Microbiologico della APPA del-la Provincia Autonoma di Bolzano; b) Istituto Agrariodi S. Michele all’Adige, Museo Tridentino di ScienzeNaturali di Trento, Laboratorio Chimico e Microbiolo-gico della APPA della Provincia Autonoma di Trento;c) Laboratorio Chimico e Microbiologico delle ARPAVdi Verona, Rovigo, Padova, Venezia della Regione delVeneto.Ciò ha reso possibile il trasferimento delle conoscenze,dei metodi, dei risultati e, grazie a prove di intercalibra-zione e all’applicazione di specifici protocolli, la letturadei risultati lungo il continuum fluviale.2. Ogni disciplina coinvolta ha applicato i metodi stan-dardizzati in uso e altri ritenuti più idonei all’integrazio-ne dei risultati, estendendo il numero e il tipo di analisirichiesti per la valutazione delle qualità dei comparti-componenti-elementi dell’Allegato V della WFD per ifiumi.– All’interno del Corridoio fluviale sono state sviluppa-

te le Analisi Territoriali Tradizionali (CAMPEOL et al.,

Fig. 1. Localizzazione delle aree campione.

Fig. 2. Aree di rilevamento per la valutazione delle qualitàbiologico-ecologiche, paesaggistico-ambientali (tratto da BRAIONI

et al., 2001a, modificato)


2000).– Lungo il Corridoio fluviale e per le Aree riparie e le rive

si è proceduto• alla calibrazione:

- dell’Environmental Landscape Index - Qualità pae-saggistico-ambientale: valuta la sensibilità alla tra-sformazione, ovvero la capacità che può avere (onon avere) un territorio (o parti di esso) a modifi-carsi senza perdere o acquisendo valore ambientale(BRAIONI e PENNA, 1998; BRAIONI e GIRELLI, 2000;BRAIONI et al., 2001a, b);

- del Buffer Strip Index: valuta la Potenzialità dellerive e delle aree riparie a filtrare e bioaccumulare inutrienti e gli inquinanti percolanti dal territorio e/o trasportati durante le piene (BRAIONI e PENNA,1998; BRAIONI et al., 2001a, b);

- del Wild State Index: valuta la Potenzialità delle rivee delle aree riparie a sostenere un’elevata biodiver-sità (BRAIONI e PENNA, 1998; BRAIONI et al., 2001a,b);

• alla definizione della:- qualità naturalistica della vegetazione intesa come

stato di naturalità desunto dai risultati dell’analisifitosociologica (BRAIONI, 2001);

- qualità della Produttività primaria della vegetazionearborea riparia in base ai risultati quantitativi (BRA-IONI et al., 2002);

- qualità della Produttività della vegetazione erbaceariparia in base ai risultati quantitativi (BRAIONI et al.,2002; BRACCO e VILLANI, 2002);

- qualità dell’Invertebratofauna ripicola (MAIOLINI etal., 2001).

– Lungo l’asta fluviale è stata valutata la qualità:- delle acque superficiali: Livello dei Macrodescrit-

tori (LIM) e in base ai singoli usi, come richiesto dalD.Lgs. 152/99 e s.m.;

- dell’alveo mediante gli elementi morfo-fisiografici;- delle acque interstiziali, classificate come richiesto

per le acque sotterranee dal D.Lgs. 152/99 e s.m.;- dell’ambiente interstiziale iporreico mediante l’ana-

lisi dei dati granulometrici;- dei carichi di Azoto e Fosforo nell’acqua e nei

sedimenti (BRAIONI, 2001; CARRER, 2001).– Lungo il corso del fiume sono state condotte analisi

sulla fauna macrobentonica (BRAIONI e SALMOIRAHI,2003) per definire:- la qualità biologica (IBE);- la qualità del macrobenthos dei parametri relativi

alla struttura-composizione qualitativa (Varietà, %EPT taxa, Gruppi Trofico Funzionali);

- la qualità del macrobenthos dei parametri relativialla struttura-composizione quantitativa: varietà,densità, biomassa, % EPT taxa, Gruppi TroficoFunzionali, Indici di diversità (H’, H max, J, D) ;

- la qualità del processo di colonizzazione dei sub-strati artificiali inorganici (BRAIONI et al., 2001d;BRAIONI et al., 2002; CIUTTI et al., 2003)

- la qualità del processo di decomposizione e colo-nizzazione dei substrati organici mediante i metodidei Natural leaf packs e Artificial leaf bags (BRA-IONI et al., 2001c);

- la qualità della Fauna interstiziale iporreica;- la qualità del Fito e dello Zoopotamoplancton (BRA-

IONI et al., 2002).3. Nella III fase la traduzione di tutti i dati biologico-ecologici quantitativo-funzionali ha permesso: a) l’in-serimento di tutti i risultati nel database del GIS del-l’Autorità di Bacino Nazionale del fiume Adige, b)l’elaborazione dei singoli tematismi, come richiestodalla normativa vigente e dalla WFD, applicata nellasua forma più estesa (BRAIONI et al., 2003).4. Nella III e IV fase di applicazione del Modello, lacompilazione delle checklist da parte dei singoli specia-listi per ogni punto, sezione, area analizzata (Fig. 3) hapermesso ai pianificatori di comprendere e valutare gliindicatori e, mettendo in relazione i vari risultati, dielaborare tematismi particolari, che richiedono di inte-grare elementi e valori di diverse discipline.La Tavola di Qualità, Degradi e Rischi e la Tavole deiPossibili Usi pianificatori rappresentano un esempio.La prima è una mappa di valutazione che interpretatutte le analisi disciplinari, individuando e suddividendotra le componenti urbanistiche, vegetazionali, biologi-co-ecologiche, chimico-fisiche e microbiologiche,morfologiche, gli elementi di Qualità, di Degrado, diRischio.Questa lettura integrata della complessità ambientale èessenziale per identificare gli interventi e le azioni dipianificazione eco-compatibile (Tavola degli usi piani-ficatori possibili e relativo Abaco) (BRAIONI et al.,2002; 2004b)

RISULTATIPer mancanza di spazio e non potendo inserire, per

motivi grafici, esempi delle Carte tematiche e dei Te-matismi particolari, si riporta, a titolo di esempio:a) la lettura in continuo dei risultati riferiti ad un solo

parametro Indicatore (la biomassa del macrobenthospresente in alveo e la biomassa rinvenuta a conclusio-ne del processo di colonizzazione dei substrati inor-ganici) (BRAIONI et al., 2001d);

b) la lettura integrata dei risultati riferiti a una piccolaporzione dell’Area 07a in Provincia di Trento, insinistra orografica (tra i km 161 e 165), rientrante neicomuni di Trento, Besenello e Calliano) (CAMPEOL etal., 2000; BRAIONI, 2001).

Dalla Tavola relativa all’uso del suolo reale e pro-


grammato e del Rischio idrogeologico si evidenzia chel’area compresa tra il fiume e la ferrovia è adibita afrutteto (meleto) e vigneto; è sottoposta a vincolopaesaggistico; sarà attraversata da una Strada in pro-getto; sono presenti fasce di vegetazione arbustiva,arborea ed erbacea sia nell’area, sia lungo il fiume; èesondabile, sono presenti paleoalvei, è a rischio eson-dazione. La Tavola di Qualità, Degradi e Rischi eviden-zia: a) tra gli elementi di rischio, l’esondabilità, b) tra glielementi di Qualità, la presenza di vegetazione acquati-ca e ripariale, di zone umide, di paleoalvei e, in base airisultati disaggregati dell’Indice paesaggistico ambien-tale, relativamente alla scena visiva, un punto panora-mico e un tratto ad elevata visibilità e una qualitàdiscreta-media (II-III classe) degli elementi vegetazio-nali e degli elementi d’acqua. La qualità biologica delfiume è in II classe e così il LIM secondo il D.Lgs.152/99 e s.m. (sebbene l’ammoniaca rientri nel IIIlivello). Tra i degradi, si evidenzia la non idoneità delleacque alla vita dei Salmonidi per i parametri Solidisospesi totali e Fosforo totale, la non idoneità delleacque per l’irrigazione per la presenza di Salmonella, laclassificazione per l’uso potabile come categoria A2

per i parametri BOD5, Ammoniaca, Ferro, Manganese,e nella categoria A3 con il superamento anche nel41%, e nel 71% dei prelievi del limite imperativo per iColi totali, i Coliformi fecali e gli Streptococchi fecali.La qualità chimico fisica delle acque interstiziali rientranella II classe. La qualità della fauna interstiziale inclasse IV.

Lo Stato ecologico, definito in base all’applicazionein modo estensiva della WFD, evidenzia, a titolo caute-lativo, una III - IV classe (avendo utilizzato un numerodi elementi superiore a quanto richiesto dalla Direttivanon è stata calcolata l’ecological equality ratio).

Sul peggioramento dello Stato ecologico, rispetto aquello rilevato dall’applicazione del D.Lgs. 152/99 es.m., pesano negativamente tutti gli altri parametri nonconsiderati dalla legislazione nazionale:- la morfologia dell’alveo poco idonea a sostenere la

fauna e i processi trofico funzionali da essa svolti nelprocesso autodepurativo del fiume (III-IV classe);

- la composizione trofico-funzionale quantitativa delmacrobenthos (III-II classe);

- la dinamica temporale dei processi di colonizzazionedei substrati inorganici (III classe);

Area campione n. Località Stazione n.METODO DI ANALISI

(gli specialisti completino sinteticamente (in allegato tabelle, grafici, ecc.)in continuoStrutturaliFunzionaliDescrizione generale della stazione.VALUTAZIONE SINTETICA DELLE ANALISI con individuazione delle possibili cause (in allegato tab., cart. ecc.)

CLASSI DI VALUTAZIONEClassi di valutazione: azzurro: ottimo verde: discreto giallo: medio arancione: scarso rosso: pessimo

AZIONI IN FUNZIONE DI:RINATURAZIONE

Interventi coerenti Interventi incoerentiGeneraliSpecifiche

RIQUALIFICAZIONE URBANAInterventi coerenti Interventi incoerentiGeneraliSpecifiche

FRUIZIONEInterventi coerenti Interventi incoerentiGeneraliSpecifiche

Fig. 3. Schema della checklist.


- la dinamica temporale dei processi di demolizione ecolonizzazione della sostanza organica particolata daparte del macrobenthos (III classe);

- la qualità della fauna interstiziale (IV classe), indica-tiva di una sostanziale assenza di taxa sensibili;

- la qualità naturalistica delle rive e delle aree riparie (IIIclasse) indicativa di una banalizzazione e semplifica-zione degli habitat idonei a sostenere un’elevatabiodiversità confermata dalla classe di qualità dell’in-vertebratofauna delle aree riparie (III classe);

- la qualità filtro-tampone delle aree riparie ininfluentesul processo depurativo (III classe) per la presenzadi coltivazioni agricole –anche se non sempre sono acontatto con il fiume– di una fascia vegetazionaleinadeguata a filtrare e bioaccumulare i nutrienti e gliinquinanti provenienti dal territorio o trasportati du-rante le piene, per le caratteristiche delle rive in parteartificializzate, per la presenza della pista ciclabileasfaltata;

- la qualità della vegetazione che mostra in alcuni sitielementi di pregio (II classe), ma anche, in molti altri,di medio e scarso valore (III e IV classe).

L’abaco allegato alla tavola 05.07 (Utilizzi pianifica-tori possibili) indica tutte le possibili azioni da sviluppa-re negli ambiti corridoio fluviale, paleoalvei, aree ripa-rie, fiume, azioni che vanno dalle modalità di realizza-zione dei singoli interventi, alla gestione e/o manuten-zione. Risulta evidente che è fondamentale valutare a

priori le interazioni tra i vari processi per comprenderela scala delle priorità. Alcuni esempi: il monitoraggiodelle aree soggette a esondazioni è premessa per larealizzazione di zone umide; la compatibilità ambientaledelle attività agricole è preliminare alla rinaturazione deicorsi d’acqua, allo sviluppo dei corridoi ecologici,tenendo presente che questo tipo di azioni è sinergicorispetto al fiume e anche all’ambito denominato paleo-alveo; la gestione degli scarichi è legata alla definizionedel deflusso minimo vitale del fiume e, se effluenti daun depuratore, alla realizzazione di una adeguata wetland;il tipo di gestione delle attività agricole e della vegeta-zione naturale favorisce la valorizzazione del paesaggiorurale, ma anche il ripristino della biodiversità e lariduzione dei carichi dei nutrienti e degli inquinantiveicolati al fiume.

Vengono date indicazioni anche riguardo ad inter-venti infrastrutturali (costruzioni, ponti, strade, ecc.) ead altre attività antropiche quali, ad esempio, realizza-zione di aree produttive, aree residenziali, ecc.

DISCUSSIONE E CONCLUSIONIDall’analisi dei risultati qui riportati, e più in generale

riferiti all’intera Area campione 07, emergono alcuneconsiderazioni in relazione all’applicazione della WFD.

La criticità del sistema fiume-aree riparie-corridoiofluviale in questa area campione non è da sottovaluta-re. Il raggiungimento, in tempi brevi, del GES (GoodEcological Status) o del GEP (Good Ecological Po-

Fig. 4. Confronto tra la biomassa totale e dei singoli gruppi trofico funzionali del macrobenthos stanziale nelle 9 aree campione e delmacrobenthos rinvenuto nell’ultima raccolta dei substrati artificiali.


tential) è essenziale se si considera il sistema dell’AreaTrentina 07 nel continuum fluviale fino al mare, cosìcome richiesto dalla WFD. Infatti a valle dell’area 07:1) le acque dell’Adige sono utilizzate a scopo irriguo;2) gran parte delle acque dell’Adige sono convogliatenel Canale idroelettrico Biffis che, senza autodepurar-le, per molti chilometri le convoglia più a valle; 3) gliWater Bodies dell’asta fluviale in pianura devono esse-re iscritti nel registro delle aree protette con l’obiettivodel GES, in quanto le acque sono utilizzate a scopopotabile; 4) allo stesso registro dovranno essere iscrittii fiumi di risorgiva del bacino interregionale Fissero-Tartaro-C. Bianco, alimentati anche dalle acque del-l’asta fluviale dell’Adige (e pertanto rientranti nel Baci-no di Distretto dell’Adige) e già dichiarati tra le areevulnerabili in base all’Allegato 7 Parte III del D.Lgs.152/99 e s.m.; 5) le punte eccezionali di piena dell’Adi-ge sono convogliate nel Lago di Garda (attraverso laGalleria Mori Torbole) che rientra nel Bacino idrografi-co del fiume Po e che dovrebbe salvaguardare oraggiungere nel 2016 il Good Ecological Status (BRA-IONI et al., 2004a).

Da una valutazione dei risultati acquisiti dall’applica-zione del Modello integrato di Analisi, di Valutazione edi Gestione Ambientale nelle 11 Aree si evidenzianoulteriori problematiche legate all’applicazione della WFD,alcune delle quali vengono qui di seguito riportate.

Pur essendo gli elementi biologici determinanti nellavalutazione dello Stato ecologico, non sono stati consi-derati, nell’Allegato V, tutti gli indicatori utili a valutarelo stato trofico-funzionale dei macroinvertebrati, dialtre componenti, ma anche non vengono citate interecomponenti del sistema fiume-corridoio fluviale, dallacui analisi, di contro, emergono valutazioni estrema-mente importanti.

Nell’Analisi delle Pressioni e degli Impatti in rappor-to allo Stato e alle Risposte, da effettuarsi sempre per

la definizione degli Water Bodies, naturali o fortementemodificati, l’uso del Modello DPSIR della EEA è ina-deguato: stato e impatto non sempre sono evidenziabilie riferibili ad una sola pressione quando più pressioniconvergono sullo stesso water body. Inoltre non sem-pre è lineare il legame tra Pressione, Stato e Impatto.Le pressioni possono interagire e influenzare le carat-teristiche e le condizioni ambientali dei water bodies inbase alla loro intensità e ad effetti cumulativi e i waterbodies possono presentare differente sensibilità allepressioni.

Viceversa, l’applicazione di Indici ad elevata sensi-bilità, specificità, complementarietà, con risposta ag-gregata, disaggregata e con capacità previsionale, hapermesso di valutare lo Stato ecologico, le Pressioni-Stato-Impatti e, quindi sulla base dei tematismi parti-colari, evidenziare le Risposte più adeguate (BRAIONI etal., 2004a, b).

Pertanto, tenuto conto della centralità degli elementibiologici e di alcuni dei limiti sopra citati nell’applica-zione della WFD, risulta evidente la necessità di svilup-pare nuovi Indici, da aggiungere a quelli già recepiti alivello europeo, in modo da favorire le integrazioninecessarie alla pianificazione e alla gestione del Bacinodi Distretto per raggiungere gli obiettivi proposti dallaWFD.

Alcuni Indici, utilizzati nel Modello integrato di Ana-lisi, Valutazione e Gestione Ambientale (come il BSI eWSI), sono stati standardizzati altri necessitano diessere tarati (ad esempio l’ELI) e/o sperimentati supiù tipologie fluviali. Il raggiungimento anche di questoobiettivo richiede, a sua volta, un coordinamento-integrazione all’interno delle discipline biologiche e trale discipline che partecipano alla pianificazione-gestio-ne del bacino per promuovere il dialogo interdisciplina-re o transdisciplinare, incentivare e coordinare la speri-mentazione e l’utilizzo dei nuovi Indici e Modelli.

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Proposta di Linee Guida per il Biomonitoraggiodi corsi d’acqua in ambiente alpino§

Maria Rita Minciardi*1, Gian Luigi Rossi1, Rossana Azzollini2, Gianna Betta2, Elena Porro2

1 ENEA – Sezione Biologia Ambientale e Conservazione della Natura – Centro Ricerche Saluggia, strada per Crescentino – 13040Saluggia (VC)

2 Provincia di Torino – Servizio Pianificazione Risorse Idriche, via Valeggio 5 – 10128 Torino* Referente per la corrispondenza (fax 0161483353; [email protected])§ Il testo delle Linee Guida per il biomonitoraggio dei corsi d’acqua in ambiente alpino, comprendente le procedure di rilevamento e le

schede di rilevamento, è scaricabile integralmente in formato PDF dal sito: http://www.provincia.torino.it/ambiente/risorse_idriche/progetti/biomonitoraggio

RiassuntoIl progetto BIOALPI, finalizzato all’applicazione integrata di metodologie di biomonitoraggio ai corsi d’acqua alpini, è stato ideato econdotto, in collaborazione, dalla Provincia di Torino e dall’ENEA (Ente per le Nuove tecnologie, l’Energia e l’Ambiente) lungo i trattialpini del Chisone (TO) e della Dora Riparia (TO).Lo studio ha comportato l’applicazione di numerose metodologie di biondicazione riferibili sia al macrobenthos sia alle varie comunitàvegetali rinvenibili lungo il corridoio fluviale, oltre che dell’Indice di Funzionalità Fluviale.La realizzazione delle ricerche ha condotto, oltre alla caratterizzazione ed al monitoraggio dei corsi d’acqua indagati, alla definizione diLinee Guida che formalizzano modalità di indagine ottimizzate per la valutazione ecosistemica degli ambienti fluviali. L’applicazione delleprocedure definite nelle Linee Guida consente, non solo la valutazione degli ambienti esaminati, ma anche la costruzione di inventari dellecaratteristiche ecosistemiche e di utilizzo antropico degli stessi.

PAROLE CHIAVE: ecosistema fluviale / bioindicazione / inventari ambientali

Proposed Guideline for watercourse biomonitoring in alpine environmentThe Province of Turin and ENEA have planned and realized the BIOALPI project; aiming at developing an integrated approach forevaluation and monitoring rivers in alpine streams.The activity carried out consists in the application of several biological indexes relevant to macrobenthonic community, aquatic andriparian vegetation; besides, also the River Funzionality Index (IFF) has been applied.The research activity carried out has led to the ecological characterization and monitoring of Chisone and Dora Riparia rivers along theirmountain reaches. Moreover, Guidelines has been defined as regards the formalization of optimized techniques for river ecosystemquality assessment. The procedures defined allow not only the environmental quality assessment, but also the building of data basesrelevant to the environmental characteristics and the anthropic use of the considered territories.

KEY WORDS: river ecosystem / bioindication / environmental inventory

INTRODUZIONENel corso degli ultimi decenni, numerosi studi han-

no dimostrato l’importanza di un approccio integratoalla caratterizzazione, valutazione e monitoraggio degliecosistemi fluviali, finalizzato alla valutazione com-plessiva del danno causato all’ecosistema fluviale dallapressione antropica attraverso l’uso integrato di analisichimico-fisiche e di studi di tipo ecosistemico derivati

dalla caratterizzazione e valutazione di più comunità,taxa o specie poste a diversi livelli trofici (CAIRNS,1990; DE PAUW et al., 1992; HASLAM, 1997; BIELLI etal., 1999).

Questo percorso scientifico ha condotto, in ambitonormativo, al riconoscimento della necessità di classi-ficare i corsi d’acqua secondo livelli di integrità biolo-

MINCIARDI et al. - Biomonitoraggio dei corsi d’acqua alpini26

gica, attraverso l’uso di metodologie di indicizzazioneche facciano riferimento a diverse componenti am-bientali (D.Lgs. 152/99 e s.m.i., Direttive 91/271/CE;91/676/CE; 00/60/CE).

Il riconoscimento della necessità di un approcciointegrato alla caratterizzazione e valutazione dei corsid’acqua è coinciso con lo sviluppo di studi finalizzatialla formulazione di metodologie di valutazione degliecosistemi fluviali basati sull’uso della componentevegetale (HASLAM, 1997; LEWIS e WANG, 1997).

La valutazione dell’integrità ecosistemica dei corsid’acqua deve prevedere, oltre all’analisi e valutazionedelle comunità presenti, anche il rilevamento e la valu-tazione di altri comparti, primi fra tutti quelli riferibiliagli aspetti geomorfologici ed idrologici quali la pen-denza, la morfologia della sezione trasversale, il profilolongitudinale, il regime idrologico annuale, le portate, lavelocità della corrente (HASLAM, 1997; SILIGARDI et al.,2000). Inoltre, per caratterizzare correttamente l’inte-grità ecosistemica del corso d’acqua, occorre consi-derare anche l’uso antropico delle sue acque e delterritorio circostante.

IL PROGETTO BIOALPILa Provincia di Torino, nell’ambito delle attività

finalizzate alla salvaguardia ambientale ed alla promo-zione dello sviluppo sostenibile, ha promosso un pro-getto di ricerca condotto dai ricercatori della SezioneBiologia Ambientale e Conservazione della Natura delCentro Ricerche ENEA (Ente per le Nuove Tecnolo-gie, l’Energia e l’Ambiente) di Saluggia (VC) finalizza-to all’applicazione integrata di metodologie di biomoni-toraggio dei corsi d’acqua in ambiente alpino (ProgettoBIOALPI).

I tratti iniziali dei corsi d’acqua alpini sono spessoesclusi dai piani di monitoraggio ambientale; si tende apresupporre, infatti, che in tali ambiti territoriali qual-siasi tipo di alterazione ambientale sia assente o dilivello contenuto. In realtà, alle quote più elevate gliecosistemi fluviali presentano caratteristiche intrinse-che che ne determinano una particolare fragilità ecolo-gico-funzionale. Inoltre, proprio gli insediamenti urba-ni delle alte valli, spesso sede di attività turistiche, sonofonte di pesanti impatti antropici, amplificati anchedalle forti fluttuazioni stagionali del numero di abitantiche rendono difficile la realizzazione di sistemi di depu-razione realmente efficienti nelle diverse condizioni.Da ultimo, in funzione delle peculiari caratteristicheecologiche che caratterizzano i torrenti alpini, le meto-dologie di monitoraggio biologico possono talvolta nonconsentire di valutare correttamente eventuali altera-zioni.

Lo studio è stato condotto sui bacini montani diDora Riparia e Chisone (TO), comprendendo le aste

fluviali principali e gli affluenti più significativi checonfluiscono in esse al di sopra dei 1.000 m di quota. Ibacini indagati, caratterizzati dalla presenza di ambientidi notevole rilevanza naturalistica, sono soggetti, però,ad impatti antropici considerevoli; nel loro contesto,inoltre, saranno ospitate le ormai prossime OlimpiadiInvernali del 2006.

Obiettivi del progetto BIOALPI sono stati l’applica-zione congiunta di diverse metodologie di bioindicazio-ne agli ecosistemi fluviali finalizzata a valutarne l’appli-cabilità ai tratti montani delle aste fluviali, oltre allacaratterizzazione e valutazione degli ecosistemi fluvialinei tratti considerati.

A conclusione del progetto è stato redatto il testo“Linee guida per il monitoraggio di corsi d’acqua inambiente alpino” che si configura come una propostadi documento procedurale di riferimento per la pianifi-cazione e la realizzazione di attività di monitoraggio inambiente alpino, una sorta di modello-prototipo per ilbiomonitoraggio integrato delle acque correnti in am-biente alpino.

La realizzazione del progetto ha comportato la ne-cessità di individuare, da subito, set di metodologie divalutazione che potessero garantire buone possibilità diefficace applicazione negli ambiti territoriali indagati eche rispondessero all’esigenza di considerare comeindicatori organismi, comunità differenti, tali da forni-re un quadro complessivo del livello di integrità degliambienti considerati (MINCIARDI et al., 2003a).

Relativamente alla scelta delle comunità da conside-rare, anche in accordo a quanto indicato dalla Direttiva00/60/CE, sono state individuate: il macrozoobenthos,le diatomee perifitiche, i popolamenti a macrofite ac-quatiche e le formazioni vegetali insediate lungo i corri-doi fluviali.

Tra le metodologie utilizzate, in particolare, vi sonol’Indice Biotico Esteso (IBE) (GHETTI, 1997) e il Biolo-gical Monitoring Working Party (BMWP’) (ALBA-TER-CEDOR e SANCHEZ ORTEGA, 1988), il General DiatomicIndex (GDI-IDG) (ROUND, 1993), l’EnvironmentalPollution Index (EPI) (DELL’UOMO, 1996), lo SpecificPollution sensitivity Index (SPI –IPS) (CEMA-GREF,1982), gli Indici Macrofitici GIS definiti dalGroupement d’Interêt Scientifique (HAURY et al., 1996),l’Indice per la Vegetazione Riparia (IVR) (MINCIARDI etal., 2003b), il Valore Vegetazionale di Alveo (VVA)(FERRARI e DELL’AQUILA, 1995), l’Indice di Funzionali-tà Fluviale (IFF) (SILIGARDI et al., 2000) ed elaborazio-ni derivate (MINCIARDI et al., 2003a).

Diverse, tra le metodiche utilizzate, consentono nonsolo di valutare, ma anche di classificare i corsi d’ac-qua, in linea con quanto previsto dalla normativa nazio-nale ed europea, secondo una scala di integrità biologi-ca.

MINCIARDI et al. - Biomonitoraggio dei corsi d’acqua alpini 27

Per il campionamento delle comunità macrobento-niche, perifitiche e macrofitiche, sono state scelte,lungo i corsi d’acqua in esame, 29 stazioni di rileva-mento, mentre per la valutazione della funzionalitàfluviale e delle formazioni vegetali presenti nel corrido-io fluviale i corsi d’acqua in esame sono stati intera-mente rilevati e suddivisi in tratti omogenei. I campio-namenti ed i rilievi sono stati effettuati dalla primaveradel 2000 all’autunno del 2001.

Ai fini di una più esaustiva raccolta di informazionifinalizzata alla valutazione integrata degli ecosistemi inesame, si è progressivamente evidenziata l’importanzadi acquisire in campo un maggior numero di datirispetto a quelli strettamente necessari per l’applicazio-ne delle metodologie utilizzate. Oltre ad una descrizio-ne di buon dettaglio dell’uso del suolo negli ambititerritoriali circostanti il corridoio fluviale, ci si riferisceagli interventi di regimazione, alla presenza di deriva-zioni in alveo e, più in generale, alle caratteristichemorfologiche ed idrologiche del corso d’acqua.

La realizzazione delle campagne di campionamentoe rilevamento ha dimostrato l’utilità di codificare pro-cedure di rilevamento che consentissero di effettuare,in campo, una sequenza ottimizzata di rilevamenti edosservazioni che fosse utilmente esaustiva e che, an-che nei termini di una valutazione costi/benefici, fossecompatibile con il mantenimento delle caratteristiche dispeditività tipiche della tipologia di approccio utilizzata.

Sulla scorta dell’esperienza condotta, sono statecodificate modalità di campionamento e rilevamentoche hanno consentito sia l’applicazione delle metodo-logie di bioindicazione utilizzate, sia l’osservazione e lavalutazione di un complesso di componenti ambientaliche si sono ritenute necessarie per una approfonditadescrizione degli ecosistemi fluviali considerati.

Sono state definite procedure di rilevamento, elabo-razione ed archiviazione dei dati tali da consentireanche la costruzione di un inventario delle caratteristi-che degli ecosistemi fluviali considerati.

In particolare, sono state codificate due diverseschede di rilevamento, una da associare ai campiona-menti, in corrispondenza delle stazioni individuate, l’al-tra da utilizzare lungo tutto il corso d’acqua, in conco-mitanza dell’applicazione dell’IFF e dei rilievi per l’ap-plicazione degli indici fondati sull’uso della coperturavegetale presente nel corridoio fluviale.

Tali schede, formalizzate alla conclusione della spe-rimentazione, sono in parte mutuate da schede dirilevamento relative ad alcune delle metodologie utiliz-zate quali, ad esempio, l’Indice Biotico Esteso (IBE)(GHETTI,1997), in parte si configurano come esplicita-zione di procedure di campionamento codificate dallemetodiche utilizzate, in parte derivano dalle osserva-

zioni compiute.La “Scheda per il rilevamento e la registrazione di

dati stazionali” comprende una prima parte di caratteregenerale, da compilarsi per ogni stazione individuata ein occasione di ogni campionamento; le parti successi-ve, invece, si riferiscono specificamente ai campiona-menti di macrobenthos, diatomee e macrofite. Le por-zioni “tematiche” della scheda sono tali da soddisfarequanto previsto non solo da tutte le metodiche utilizza-te ma anche dalla gran parte di quelle reperibili inletteratura (MINCIARDI et al., 2003a).

In particolare, l’uso della scheda per il rilevamento ela registrazione dei dati stazionali, unitamente alle pro-cedure di campionamento e trattamento dei campioniproposte, sono concordi con le norme standard defini-te in ambito europeo da CEN (European Comittee forStandardization) (CEN, 2002a, 2002b, 2002c) per lediatomee perifitiche e per le macrofite acquatiche.

La “Scheda per il rilevamento e la registrazione didati su tratti omogenei lungo l’asta fluviale” è suddivisain una parte di carattere generale inerente la morfologiaalveale, l’idrologia del corso d’acqua, la presenza dieventuali opere di artificializzazione, la caratterizzazio-ne speditiva del territorio circostante ed in una secondaparte finalizzata al rilevamento dettagliato della coper-tura vegetale presente nell’alveo di morbida, nel cor-ridoio fluviale e nel territorio circostante (MINCIARDI etal., 2003a).

Per l’applicazione dell’IFF, è stata utilizzata, ovvia-mente, la scheda di rilevamento e valutazione associataal metodo (SILIGARDI et al., 2000).

CONCLUSIONIIn ragione della necessità di considerare, nella valu-

tazione dell’integrità ecosistemica dei corsi d’acqua,aspetti biotici (relativi a comunità poste a diversi livellidella catena alimentare), ed abiotici (relativi alle carat-teristiche morfologiche, idrauliche e fisionomiche delcorpo idrico e del corridoio fluviale) si pone innanzitutto la necessità di definire le componenti/caratteristi-che ambientali che devono essere prioritariamente rile-vate per permettere una valutazione integrata degliecosistemi fluviali.

Schematicamente queste sono riassumibili in unaserie di caratteristiche morfo-idrologiche quali la mor-fologia longitudinale e trasversale dell’alveo di magra,di morbida e di piena, le condizioni idriche dell’alveo, lapresenza di fenomeni erosivi; sono rilevanti anchequelle caratteristiche riferibili ad impatti derivanti dal-l’utilizzo antropico del corso d’acqua e degli ambitifluviali quali la presenza di interventi di artificializzazio-ne dell’alveo, di opere idrauliche di derivazione e direstituzione; sono, inoltre, fondamentali le comunitàpresenti ed, in particolare, la componente diatomica


del periphyton, le cenosi a macrofite acquatiche pre-senti in alveo di morbida, la comunità macrobentonica,le formazioni vegetali presenti nel corridoio fluviale; daultimo sono da considerare anche le componenti che,pur esterne al corridoio fluviale, contribuiscono inmaniera estremamente significativa alla determinazio-ne dello stato dell’ecosistema quali le formazioni vege-tali insediate all’esterno del corridoio fluviale (forma-zioni zonali) nonché l’uso del suolo del territorio adia-cente al corridoio fluviale (MINCIARDI et al., 2003a).

Il passo successivo è ricercare, individuare e sele-zionare gli strumenti da utilizzare nel rilievo e nellavalutazione delle componenti individuate.

Le ricerche sviluppatesi negli ultimi decenni, a livel-lo internazionale, nel campo della caratterizzazione evalutazione degli ecosistemi fluviali hanno procedutolungo due principali binari metodologici: la formalizza-zione di tecniche di inventario ambientale e la definizio-ne di indici valutativi. Spesso le due tipologie di ap-proccio sono state utilizzate in maniera complementare(MINCIARDI e ROSSI, 2001).

In Italia il percorso che ha condotto all’affermazio-ne delle metodiche di biondicazione tra le procedureroutinarie di monitoraggio ambientale è partito dal-l’elaborazione dell’Indice Biotico Esteso (IBE) (GHET-TI, 1997). L’evidente efficienza del metodo, in terminidi utilità dell’informazione fornita in forma sintetica, hacondotto alla diffusione della metodologia su tutto ilterritorio nazionale. Successivamente, la formalizza-zione dell’Indice di Funzionalità Fluviale (IFF) (SILI-GARDI et al., 2000) ha fornito uno strumento di grandeefficacia per la valutazione dell’integrità ecosistemica,in termini di funzionalità, dei corsi d’acqua. Si noticome L’IFF sia applicato attraverso la redazione di unascheda solo apparentemente inventariale che si confi-gura, piuttosto, come scheda valutativa ascrivendo, inalcuni casi, ad una stessa categoria funzionale casisti-che anche estremamente diversificate dal punto divista ambientale, perché ad analoga funzionalità (adesempio attribuendo analoga funzionalità, in riferimen-to all’erosione, a tratti caratterizzati dalla presenza diinterventi artificializzazione delle sponde ed a tratticaratterizzati da fenomeni erosivi molto evidenti).

L’evidente efficacia ed utilità di tali metodologie,unitamente alla complessità ambientale che caratteriz-za il nostro paese, non hanno sinora incentivato laformalizzazione di procedure standardizzate di rileva-mento finalizzate alla costruzione di banche dati per latipizzazione ecologica dei nostri corsi d’acqua.

In altri Paesi, invece, è diffuso l’uso di sistemiformalizzati di rilevamento dell’insieme delle caratteri-stiche dei corsi d’acqua; ciò ha permesso di costituireinventari ambientali; in tal senso vanno citati il Systèmed’Evaluation de la Qualité SEQ (AGENCES DE L’EAU,

1998; 1999a; 1999b) in Francia, il River Habitat Sur-vey RHS (RAVEN et al., 1998) ed il System for Evalua-ting Rivers for Conservation SERCON (BOON et al.,1997) per il Regno Unito. Analoghi processi di rileva-mento sistematico e catalogazione dei corsi d’acquasono attuati negli USA, in Germania e in altri paesieuropei (PLATTS et al., 1986; LEONARD et al., 1992;ÖNORM, 1995; BRIGGS et al., 1997).

L’uso degli inventari ha consentito inoltre, in alcuniPaesi europei, di tipizzare gli ecosistemi fluviali, intermini di caratteristiche litologiche, morfologiche, idro-logiche, oltre che vegetazionali e faunistiche.

Fine ultimo della redazione di inventari è descriveredettagliatamente (o meglio, più dettagliatamente possi-bile) le caratteristiche attese relative alle varie compo-nenti ambientali, per ciascuna tipologia fluviale; ciò alloscopo di poter rappresentare in modo sintetico laqualità globale degli ambienti fluviali in termini di sco-stamento rispetto alle caratteristiche attese.

La disponibilità di informazioni rilevate secondo pro-cedure standardizzate permette, inoltre, l’elaborazionedei dati raccolti allo scopo di produrre giudizi di quali-tà, attraverso l’utilizzo di metodologie di valutazionequali sistemi di indicizzazione ambientale.

Data la complessità ecologica che caratterizza l’Ita-lia, l’obiettivo della tipizzazione degli ecosistemi fluvia-li, soprattutto in termini di comunità presenti, purauspicabile e necessario ai fini della Direttiva 00/60/CE, è verosimilmente piuttosto lontano; tale obiettivo ècomunque raggiungibile solo attraverso la formalizza-zione di metodologie standardizzate di rilevamento edarchiviazione dei dati ambientali che consentiranno diinnescare il processo di costruzione di inventari am-bientali da utilizzare anche come fonti di dati perl’applicazione di metodologie di valutazione.

L’evoluzione auspicabile per l’Italia potrebbe quindiessere, percorrendo in parte a ritroso il camminoeffettuato in altri paesi europei, quella di giungere allaformalizzazione di un sistema integrato di inventarioper gli ambienti fluviali (MINCIARDI et al., 2003a).

La disponibilità di informazioni raccolte con modali-tà standardizzate permetterebbe, oltre all’applicazioneed al confronto di metodiche diverse, anche la possibi-lità di rielaborare i dati in momenti successivi anche afronte di eventuali modifiche delle metodologie di valu-tazione utilizzate o introducendo, a posteriori, modalitàdi valutazione alternative.

È fondamentale che, nell’ambito del monitoraggio,la fase di raccolta delle informazioni e di caratterizza-zione degli ambienti sia separata dalla fase di valutazio-ne; quest’ultima dovrebbe in buona parte essere effet-tuata successivamente, sulla base delle informazioniraccolte e organizzate in modo standardizzato.

Molte metodologie di indicizzazione e/o valutazione

MINCIARDI et al. - Biomonitoraggio dei corsi d’acqua alpini 29

sono già strutturate in modo che la raccolta e l’elabo-razione dei dati siano separate; per l’applicazione dialtre è necessario razionalizzare la raccolta delle infor-mazioni. È, quindi, di primaria importanza la predispo-sizione di schede di rilevamento standardizzate chepermettano all’operatore di raccogliere, con la massi-ma efficienza possibile, tutte le informazioni utili per lacaratterizzazione degli ecosistemi fluviali.

Da ultimo, con riferimento alla fase di valutazione,si intende sottolineare la necessità che sia gli autori sia

gli utilizzatori di sistemi di valutazione indicizzati sianopienamente consapevoli del reale significato ecologicodei giudizi espressi. In altre parole è importante defini-re e comprendere se l’indice utilizzato si fonda sullavalutazione della naturalità, della funzionalità, della bio-diversità, della fragilità, della rarità specifica.

Per capire cosa un indice dice e come lo dice èfondamentale che sia definito e compreso quale valoreambientale di riferimento (o aspetto della qualità) sia il“criterio guida” dell’indice stesso.

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L’applicazione dell’Indice di Funzionalità Fluvialenella pianificazione territoriale

Marco Zanetti1*, Manuel Bellio1, Diana Piccolo1, Guglielmo Russino2 e Roberto Venzo3

RiassuntoSu tre ambienti fluviali, il torrente Cismon, il torrente Cordevole ed il fiume Sile, tutti ricadenti nell’ambito territoriale Veneto, è statoeffettuato uno studio mediante l’applicazione dell’I.F.F.Gli esiti dell’applicazione del metodo sono stati riportati in dettaglio su una cartografia a scala adeguata, per essere utilizzati, dopo unaopportuna elaborazione, come supporto conoscitivo per una pianificazione territoriale di dettaglio che tenga conto dell’esigenza ditutelare le caratteristiche ecologiche fluviali. Lo strumento prodotto si presta anche ad incidere profondamente nelle scelte pianificatoriea livello di bacino.I dati relativi a ciascuna domanda, una volta codificati cartograficamente, hanno dato origine ad una serie di carte tematiche che prendonoin considerazione ogni singolo aspetto trattato dal metodo I.F.F.L’esperienza ha fornito l’opportunità di affrontare alcune problematiche scaturite dall’applicazione del metodo e proporre le relativesoluzioni, con particolare riferimento alle scelte riguardanti la strumentazione tecnica per il rilievo di campagna (telemetro laser, ricevitoreGPS), la cartografia utilizzata sia in campo sia in sede di informatizzazione dei dati ed, infine, le metodologie utilizzate per georeferenziarecorrettamente le schede I.F.F.

PAROLE CHIAVE: Indice di Funzionalità Fluviale (I.F.F.) / pianificazione / informatizzazione / georiferimento / GIS

The application of the “Fluvial Functional Index” in the territorial planningThe study has been developed with the application of the F.F.I. method on three rivers: the Cismon stream, the Cordevole stream and theSile river, all located in Veneto, Italy.The results based on the application of the method are given back with precision on a cartography at an adequate scale. After anappropriate elaboration, they can be used as a cognitive and essential support for the programming of a punctual territorial planning thatconsiders the protection demand of ecological river characteristics. In this way it is possible to have a deeply effect on the planningchoices in a basin level.The data, based on the results of each question of the method, have been codified cartographically. Thematic maps that consider everyaspect of the methodology were generated.Furthermore, it was possible to consider some problems risen up during the application of the method and the relative solutions.Particular attention was given to the choices of technical instrumentation used for the surveys (laser telemeter, GPS receiver) and tocartography used in surveys field and for data informatization. Finally, the methodologies used for the georeferencing of the F.F.I. formswere described.

KEY WORDS: Fluvial Functional Index (F.F.I.) / planning / informatization / georeferencing / GIS

1 Bioprogramm scrl – via A. Moro 12/3 Fontanelle TREVISO – Via 3 Garofani, PADOVA2 Provincia di Belluno – Assessorato alle risorse idriche ed energetiche3 Provincia di Treviso – Assessorato alla pesca* Referente per la corrispondenza ([email protected])

ZANETTI et al. - I.F.F. nella pianificazione territoriale32

INTRODUZIONELa gestione del territorio passa attraverso una cor-

retta pianificazione e prevede una serie di fasi succes-sive per la valutazione non solo delle risorse ambientali,ma anche biologiche, al fine di giungere all’attuazionedi interventi ecocompatibili. In particolare, l’individua-zione di differenti destinazioni d’uso delle diverse com-ponenti territoriali deve nascere da una fase conosciti-va preliminare, capace di fornire un quadro esaustivodelle condizioni e delle potenzialità delle stesse, me-diante una visione più olistica possibile che ruoti, però,attorno al fulcro ecosistemico.

In questo lavoro si è utilizzato l’Indice di Funziona-lità Fluviale (I.F.F.) (SILIGARDI et al., 2000) che analiz-za la struttura complessiva dell’ambiente fluviale ed hacome obiettivo la valutazione delle sue caratteristichefunzionali. Il metodo, prendendo in considerazione ilrapporto del fiume con l’ambiente circostante e valu-tandone le interrelazioni più intime, fornisce risultatiche devono entrare a pieno titolo in una pianificazioneterritoriale orientata ai principi dello sviluppo sostenibi-le.

Lo scopo di questo lavoro è stato perciò anchequello di ottimizzare l’applicazione del metodo I.F.F. alfine di una sua utilizzazione in ambito pianificatorio,senza tuttavia modificarne le procedure del manuale,ma spingendo l’applicazione verso una precisione pun-tuale volta ad una restituzione cartografica complessa.

I casi di studio affrontati riguardano l’applicazionedel metodo in tre corpi idrici dell’Italia nord-orientale,il torrente Cismon, il torrente Cordevole ed il fiumeSile. Questi rappresentano, per certi aspetti, situazionidiversificate, di dimensioni varie e appartenenti a tredistinti bacini idrografici. Le indagini sono state effet-tuate nell’ambito della redazione del “Piano di attività eripristino dell’asta medio-alta del fiume Cismon attra-verso la manutenzione primaria e il recupero dell’am-

biente” (ZOLLET SERVICE et al., 2003), per il torrenteCismon, del “Piano poliennale di monitoraggio biologi-co delle acque fluenti e lacustri in provincia di Bellunodel 2003” (ZANETTI et al., 2003), per il torrente Corde-vole e nell’ambito del “Piano poliennale di monitorag-gio delle acque in provincia di Treviso, 2003” (ZANETTIet al., 2003), per il fiume Sile. Le prime due sono statecommissionate dall’Amministrazione provinciale diBelluno, mentre la terza da quella di Treviso.

Durante l’applicazione del metodo sono stati indivi-duati anche casi particolari, non chiaramente esplicatinel manuale di applicazione, per i quali si forniscono lepossibili soluzioni.

MATERIALI E METODI

Inquadramento geograficoIl torrente Cismon nasce in provincia di Trento in

prossimità del Passo Rolle e scorre a ovest del gruppomontuoso delle Pale di San Martino ed a nord delmassiccio del Monte Grappa prima di confluire, dopocirca 48 km di percorso, nel fiume Brenta di cui è unpiccolo corso tributario. Il bacino idrografico è di 641km2, per la maggior parte compresi in provincia diTrento. Il torrente Cismon, nella sua parte ricadentenella provincia di Belluno, percorre circa 21 km. Lun-go il suo corso si trovano gli invasi di ponte Serra ePedesalto ed il lago di Corlo (ZANETTI et al., 1993).

Il torrente Cordevole è il principale affluente delfiume Piave, esso ha origine dal Gruppo del Sella,percorre per 71 km il territorio occidentale della pro-vincia di Belluno, in direzione Nord-Sud, per sfociareinfine nel fiume Piave. Il bacino del Cordevole ha unasuperficie di 867 km2. Durante il suo corso il torrenteforma, ad Alleghe, il lago omonimo (ZANETTI et al.,1993).

Il fiume Sile, uno dei maggiori corsi d’acqua dirisorgiva d’Europa, nasce nella pianura veneta tra leprovince di Padova e Treviso e, dopo circa 95 km dipercorso, sfocia nell’Adriatico tra il confine nord dellalaguna di Venezia e l’attuale foce del fiume Piave.L’area potenzialmente tributaria del bacino idrograficoè complessivamente di circa 560 km2; il fiume presen-ta per tutto l’anno un regime di portata pressochécostante (LORO et al., 1990).

MetodologiaL’Indice di Funzionalità Fluviale è stato applicato

secondo le indicazioni del manuale di riferimento. Aifini di un utilizzo pianificatorio, però, l’applicazione delmetodo I.F.F. richiede specifiche modalità di raccolta,elaborazione e restituzione dei dati (Fig. 1). In partico-lare è richiesto un elevato livello di precisione sulcampo, utilizzando di volta in volta le migliori tecniche

Fig. 1. Schema della procedura utilizzata per l’applicazione delmetodo I.F.F. in funzione di un suo utilizzo pianificatorio.

ZANETTI et al. - I.F.F. nella pianificazione territoriale 33

possibili in conformità delle situazioni e peculiaritàdell’ambito di studio. Secondariamente devono essereeffettuate l’elaborazione ed il trattamento dei dati otte-nuti al fine di un corretto posizionamento cartografico.Le metodologie descritte hanno previsto l’utilizzazioneintegrata di tecniche di rilievo dei dati in funzione diuna trasposizione cartografica georiferita dei dati otte-nuti; per fare ciò sono stati utilizzati programmi GIS.

Preparazione preliminare e rilievi di campoL’analisi sul campo dei tratti fluviali omogenei ha

richiesto la preparazione di un’adeguata attrezzatura asupporto dei rilievi. Ad integrazione delle schede I.F.F.è stata preparata una base cartografica di riferimento,sulla quale individuare con una precisione adeguatal’inizio e la fine dei tratti omogenei. Sono state utilizza-te la Carta Tecnica Regionale (CTR) della RegioneVeneto in formato cartaceo e le ortofotocarte, entram-be alla scala 1: 10.000, nelle sezioni d’interesse; lascelta della scala delle carte, adeguata in base alleindicazioni del manuale, è stata valutata in seguito alraffronto con altri livelli di accuratezza cartografica.Supporti a scala maggiore avrebbero richiesto troppomateriale cartaceo che sarebbe risultato di eccessivoingombro di campo, mentre una scala media (ad esem-pio 1:25.000 o 1:50.000) avrebbe comportato unarilevante perdita di precisione.

È stato quindi preparato un quadro d’unione delleparti di CTR comprendenti i corpi idrici e parte delterritorio circostante fino ad una distanza ortogonale dialmeno 300 m lineari dall’asta principale.

Per l’esatta collocazione su carta dei punti di inizio efine di ogni tratto omogeneo, si è reso necessariol’utilizzo combinato di un’adeguata strumentazione:uno scalimetro, un telemetro laser con capacità dimisurazione fino a 1000 m ed un ricevitore portatilecon sistema di posizionamento satellitare (GPS), oltread un binocolo e ad una fotocamera digitale. Le situa-zioni verificatesi sul campo hanno reso necessariesoluzioni molteplici, ricondotte in questa sede ad alcu-ne categorie principali:1) tratti omogenei terminanti in corrispondenza di punti

fissi ed individuabili sulla base cartografica. La coin-cidenza dell’inizio e fine di un tratto omogeneo conabitazioni, strade, ponti ed altri elementi antropici,una volta accertati sulle carte, ha permesso unasemplice ed immediata definizione cartografica sen-za l’utilizzazione di particolari strumenti tecnici senon per la verifica dell’aggiornamento cartografico;

2) tratti omogenei che iniziano o finiscono in punticollocati a distanze misurabili da elementi identifica-bili sulla carta (ad esempio, abitazioni ecc.). In questocaso le distanze dai punti riconoscibili sulla cartasono state misurate grazie al telemetro di precisione

e poi riportate sulla carta utilizzando uno scalimetro;3) tratti fluviali che iniziano o finiscono in zone senza

alcun elemento riconoscibile sulla carta. In questocaso si è ottenuta una definizione precisa solamentegrazie all’utilizzo di un GPS, associando in una fasesuccessiva i punti misurati alla carta di riferimento.Questa evenienza si è verificata più volte lungo ilfiume Sile, la cui campagna di rilevamento è stataeffettuata utilizzando come mezzo di trasporto ancheuna barca per risalire un tratto di fiume di 22 km;

4) tratti fluviali che iniziano o finiscono in località senzaalcun punto di riferimento riconducibile ad un ele-mento riconoscibile precisamente sulla carta ed inol-tre in zone in cui la ricezione del segnale GPS erascarsa. Situazioni di questo tipo sono state riscontra-te nella parte alta del torrente Cismon e sul torrenteCordevole, in località situate in strette vallate caratte-rizzate dalla presenza di boschi con coperture arbo-ree rilevanti e rocce a picco. In questo caso si èproceduto al rilievo mediante l’utilizzo del telemetrolaser, partendo da un punto noto e sommando i trattitelemetrati una volta riportati sulla carta tramite loscalimetro.Ove i corpi idrici erano navigabili, come il tratto

medio-basso del fiume Sile, è stato necessario l’utiliz-zo di una barca. Ciò ha facilitato l’osservazione dellesponde fluviali dalla migliore prospettiva. Diversamen-te, non sarebbe stato possibile valutare in modo esau-riente le effettive dimensioni delle interruzioni longitu-dinali della vegetazione perifluviale ed operare così unacorretta suddivisione dei tratti omogenei. Di frequente,infatti, si può incorrere nell’errore di osservare da unasola prospettiva: in particolare, quella longitudinale nonpermette di valutare nella giusta misura le interruzioni ole modificazioni qualitative della fascia perifluviale (Fig.2).

L’utilizzo del mezzo natante ha consentito anche lavalutazione esauriente dell’erosione delle rive che, al-trimenti, sarebbe rimasta occultata dalla vegetazioneperifluviale, inducendo una valutazione non in sintoniacon le indicazioni del manuale (BALDACCINI e SANSONI,2002). Com’è ovvio, l’utilizzo dell’imbarcazione deveessere comunque integrato dall’uso della cartografia eda adeguati appoggi a terra, poiché la presenza di arginio alberature impedisce spesso la visione del territoriocircostante (Fig. 3).

Elaborazione su base informaticaCompletata la suddivisione in tratti omogenei delle

aste fluviali, si è proceduto con la fase di inserimentoed elaborazione dei dati. Le informazioni relative alleposizioni dei tratti omogenei sono state trasferite dallacarta di campagna ad un supporto informatico.

La base cartografica informatica di partenza è stata


il quadro d’unione delle ortofoto digitali (volo IT 2000)alla scala 1:10.000, nelle sezioni contenenti i torrentiCismon e Cordevole ed il fiume Sile, alla quale sonostate poi sovrapposte le sezioni corrispondenti dellaCarta Tecnica Regionale in formato raster. Il georiferi-mento è stato realizzato nel sistema di coordinatenazionale Gauss-Boaga, fuso Ovest.

Per il posizionamento dei tre corpi idrici sulla basecartografica informatica, è stata fatta una digitalizza-zione delle aste fluviali, con la creazione dei relativiarchi vettoriali riferiti a ciascun corpo idrico. L’inseri-mento nella base cartografica digitale dei punti di inizioe fine dei tratti omogenei è avvenuto riportando glistessi, ove insistenti in punti riconoscibili, dal supportocartaceo a quello digitale. Nei casi in cui era statoutilizzato il telemetro, è stata effettuata una digitalizza-

zione da schermo dei punti di appoggio presenti nellacarta di campagna ed, in seguito, sono state inserite ledistanze misurate con il telemetro, utilizzando i coman-di per la creazione di aree di rispetto. Attraverso l’in-tersezione di tali aree si è potuto risalire all’esattacollocazione dei punti cercati (Fig. 4).

I punti acquisiti con il GPS sono stati inseriti diretta-mente nella cartografia digitale dopo una opportunaconversione delle coordinate dal sistema UTM al siste-ma di coordinate nazionale Gauss-Boaga, fuso Ovest.

Dopo aver riportato nella cartografia digitale i puntidi inizio e fine dei tratti omogenei, si è proceduto con lasuddivisione degli archi associati ai tre corpi idrici.Successivamente è stato possibile ottenere per ognitratto omogeneo la lunghezza e le coordinate di inizio efine.

Restituzione cartograficaI valori ed i livelli di funzionalità per ogni tratto di

fiume rilevato sono stati importati ed associati ai trattifluviali ricavati sulla cartografia digitale. La corrispon-denza numerica e la denominazione identificativa traqueste due tipologie di oggetti fisici ha reso possibile ilcollegamento tra i due tipi di informazione. Le coordi-nate di inizio e fine di ogni tratto, associate agli esitidell’applicazione del metodo I.F.F., hanno permessodi costruire le sintesi cartografiche georeferenziate.

Per una migliore valutazione delle carte finali disintesi sono stati creati per ogni corpo idrico dueelementi paralleli all’asta principale, simulanti le duesponde. Per ottenere questi elementi, fittizi nella lorocollocazione cartografica, sono state create delle zonedi buffer attorno alle aste principali dei corpi idrici e daqueste si sono poi ricavate delle linee ad arco parallele edistanti dai fiumi lo spazio desiderato. Tali archi sono

Fig. 2. A sinistra: la visione longitudinale dà l’impressione di unafascia perifluviale arborea riparia senza interruzioni. A destra: lavisione trasversale consente di notare un’interruzione della fasciaperifluviale, con un tratto arbustivo non ripario.

Fig. 3. Lago d’escavazione adiacente al corpo idrico, ma nonvisibile dall’imbarcazione sul fiume Sile (nel riquadro la visionedalla barca).

Fig. 4. Posizionamento sulla base cartografica informatica deipunti rilevati con telemetro.


stati suddivisi allo stesso modo dei tratti omogenei ed aquesti sono stati assegnati i livelli di funzionalità sepa-rati per una sponda e per l’altra. Gli archi fittizi sonostati utilizzati solamente per una migliore rappresenta-zione cartografica finale: nessun valore o misura diquesti è andato a sovrapporsi ai dati rilevati sul campo.

Le cartografie ottenute hanno le caratteristiche diessere georeferenziate e di poter esemplificare risultatied elaborazioni dell’applicazione del metodo I.F.F.

RISULTATII risultati ottenuti dall’applicazione del metodo I.F.F.

(Tab. I) sono stati utilizzati per la stesura della carto-grafia di restituzione. Inoltre è stato possibile calcolaresottoindici specifici basati sulle singole risposte alledomande della scheda o a gruppi funzionali di doman-de. È stato così possibile valutare l’indice di funziona-lità della vegetazione perifluviale (MINCIARDI et al.,2003), l’indice di funzionalità morfologica (MINCIARDIet al., 2003) la carta delle ampiezze e quella degliinterventi artificiali. Da tutte queste elaborazioni si èottenuta successivamente una serie di cartografie geo-referenziate.

Durante i rilievi di campo sono insorte alcune pro-blematiche legate alla scelta di una adeguata risposta difronte a casistiche di difficile interpretazione.

Uno di questi casi è stato riscontrato nel fiume Sile,dove è stata rilevata la presenza di bacini laterali,separati dal fiume da rilevati in terra (Fig. 3). Lapresenza di tali corpi idrici, originatisi dall’affioramen-to della falda in seguito all’escavazione di aree adiacen-ti al corso del fiume, non è contemplata tra le rispostealla domanda inerente lo stato del territorio circostante.Tali laghi possono essere in comunicazione diretta,attraverso piccole bocche di flusso, o separati dal

fiume stesso. L’influenza esercitata sul fiume da questielementi è stata associata ad un livello di funzionalitàsufficiente (risposta c). Tale interpretazione è statadata valutando nel complesso l’origine artificiale diquesti elementi, l’utilizzazione (bacini di pesca sporti-va) e la pressione antropica (vicinanza di edifici ad usoindustriale). La valutazione si mantiene aperta a consi-derazioni che, di fronte ad altri casi simili, tenganoconto di scambi maggiori tra bacino laterale e fiume edella capacità potenziale di aumentare, in zone sottopo-ste ad una minore pressione antropica, la diversitàbiologica.

Una seconda situazione particolare, rispetto alle ca-sistiche descritte nel manuale di riferimento, è statarilevata ancora nel fiume Sile, le cui rive sono difesedall’erosione mediante palificate di sostegno in legno(Fig. 5), secondo un antico modello già in uso all’epo-ca della repubblica di Venezia. In questo caso la valuta-zione ha attribuito la risposta con funzionalità minimaesclusivamente alle domande inerenti la conformazio-ne delle rive (rive nude) e l’erosione (presenza diinterventi artificiali), mentre –data la permeabilità dellepalificate– non si sono prese in considerazione penaliz-zazioni per la fascia perifluviale.

Durante lo svolgimento dei rilievi e della trasposizio-ne cartografica sono inoltre emerse alcune problemati-che.

Nella fase di creazione della base cartografica digi-tale è stato rilevato che il torrente Cordevole nel suopercorso attraversa la zona di sovrapposizione tra ifusi ovest ed est del sistema Gauss-Boaga (CTR Re-gione Veneto). Le sezioni cartacee relative alla parteiniziale del torrente Cordevole (ad es. Sez. n° 028100)si trovano nel fuso ovest, quelle relative al tratto me-diano si trovano nella zona di sovrapposizione e quelle

Tab. I. Sintesi dell’applicazione dell’I.F.F. nel fiume Sile, nel torrente Cordevole e nel torrente Cismon: sono riportate le lunghezzecumulative dei tratti aventi un determinato livello di funzionalità (nel fiume Sile l’I.F.F. è stato applicato per un tratto di lunghezzainferiore nella sponda destra).

Fiume Sile Torrente Cordevole Torrente Cismon

Livello di Sponda SX Sponda DX Sponda SX Sponda DX Sponda SX Sponda DXFunzionalità m m m m m m

I 0 0 854 1.713 2.410 3.570I/II 0 0 1.138 500 3.760 2.100II 3.314 4.619 34.832 42.793 4.252 4.610

II/III 9.449 10.217 10.118 8.100 1.397 791III 29.580 22.271 13.739 11.845 2.158 1.436

III/IV 4.669 2.562 5.574 2.637 0 1.220IV 6.740 3.420 3.947 2.954 0 250

IV/IV 0 0 340 0 0 0IV 0 0 327 327 0 0

TOTALE (m) 53.752 43.089 70.869 70.869 13.977 13.977


relative al tratto finale si trovano nel fuso est (ad es.Sez. n° 063060). Per garantire la continuità di rappre-sentazione territoriale per tali aree la base cartograficadigitale è stata riferita al fuso ovest del Sistema nazio-nale Gauss-Boaga, con prolungamento artificioso delfuso fino a coprire tutte le zone d’interesse.

Nei rilievi di campo è stato constatato che l’accura-tezza della cartografia, soprattutto nei confronti dirogge e rii minori e zone umide laterali, è cambiata nelcorso degli anni, in particolare per il fiume Sile. Glielementi di questo tipo –rilevati durante le uscite dicampo– non sono sempre segnalati nella CTR vettoria-le aggiornata all’anno 1995 (Fig. 6). Per l’applicazionedell’I.F.F. si sottolinea la necessità di un confrontocontinuo tra gli elementi presenti sul territorio e quelliriconoscibili sulla carta. È da sottolineare il fatto che lamancata segnalazione sulle carte di elementi minori diinterruzione determina difficoltà nella scelta e nellavalutazione dei percorsi da intraprendere per il rileva-mento dei tratti omogenei.

CONCLUSIONIDalle argomentazioni su esposte, appare intuibile

come, tramite un’applicazione meticolosa del metodoI.F.F. e la sua traduzione in cartografie tematiche, sipossano successivamente realizzare modelli correlabiliin grado di fornire un adeguato supporto alle sceltepianificatorie a livello di bacino idrografico.

L’associazione di tali carte georiferite e della lorocodifica numerica, con le mappe di qualità biologicadei corpi idrici e quelle della distribuzione ittica, con irelativi indici, fornisce robusti elementi di valutazioneche consentono di contrastare efficacemente imposta-zioni di piani di bacino prettamente idraulico-ingegneri-stiche che non tengono conto delle esigenze biologichedei corpi idrici.

Questo tipo di impostazione sta già trovando un’im-mediata ricaduta nell’attuazione del Piano di bacino deltorrente Cismon ove, nelle fasi di attuazione degliinterventi previsti dal piano stesso, si stanno privile-giando quelli rivolti soprattutto alla “rivitalizzazione”del corpo idrico come la rinaturalizzazione delle spon-de, la realizzazione di passaggi per pesci, il manteni-mento e la riqualificazione delle isole fluviali.

Infatti ogni scelta d’intervento del Piano, terrà con-to dei risultati di queste ultime elaborazioni, partendodall’obiettivo che in nessun caso i valori attribuiti allecomponenti ecologiche possono essere abbassati, vi-ceversa ove si leggono delle condizioni di criticitàandranno migliorati. In definitiva, la disponibilità dellacartografia tematica prodotta ha consentito di sotto-porre tutti gli interventi del piano ad una valutazione dicompatibilità con la tutela biologico-naturalistica.

È cosi stato possibile, anche già in fase di proposi-

zione degli interventi di piano, solo per citare alcuniesempi, evitare la costruzione di nuove arginature;oppure in una situazione di pericolosità idraulica incorrispondenza di un nuovo svincolo stradale, si èpotuto evitare la costruzione di un tombotto realizzan-do, in sua vece, un bypass simulante un meandronaturale, che assolverà egregiamente il problema deldeflusso delle acque.

Ringraziamenti.Si ringraziano i Servizi competenti della Provincia di Treviso edella Provincia di Belluno per aver messo a disposizione le fonticartografiche e aerofotografiche.

Fig. 5. Palificata di sostegno (frecce) contro l’erosione delle rive:fiume Sile.

Fig. 6. Esempio di differente accuratezza cartografica tra CTRrilevate alla stessa scala ma in anni differenti. Si noti come nellacartografia più aggiornata non siano riportati alcuni fossi o piccolecanalizzazioni (vedi A e B) che, invece, al rilievo di campagna,risultano tuttora presenti.

CTR 1983

CTR 1995

A e B: le rogge evidenziate dai cerchi sono presenti tuttora


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Ruolo dei macroinvertebrati bentonicinell’applicazione della Direttiva 2000/60/CE

Roberto Spaggiari1*, Pietro Genoni2

RiassuntoLa Direttiva WFD 2000/60/CE ha ufficializzato la visione ecosistemica dell’ambiente riproponendo il biota come elemento chiave nellaclassificazione dello stato ecologico dei corpi idrici superficiali. In tale contesto si sono considerate le metriche più utilizzate in ambitocomunitario che si avvalgono dei macroinvertebrati bentonici come indicatori, fornendo gli elementi caratterizzanti di alcune di esse. Vieneinoltre riproposto il ruolo che il Centro Italiano Studi di Biologia Ambientale (CISBA) ha esercitato nella diffusione e nell’affinamento dimetodologie che utilizzano il biota come indicatore e che si proiettano oggi in Europa per essere comparate e validate alla stregua di piùremote e consolidate tecniche.

PAROLE CHIAVE: macroinvertebrati bentonici / indici biotici / indici multimetrici / approccio multivariato

Role of benthic macroinvertebrates in the implementation of the Water Framework Directive 2000/60/CEEcosystemic approach marks the WFD (2000/60/CE), which indicates biological elements as key for ecological classification of waterbodies. Most used metrics based on benthic macroinvertebrates in the EU are reviewed. The role of Italian Centre of EnvironmentalBiology Studies (CISBA) in spreading and improving biological methods is also stressed.

KEY WORDS: benthonic macroinvertebrates / biotic indexes / multimetric indexes / multivariate approach

PREMESSALo scenario nazionale (D.Lgs. 152/99) ed europeo

(WFD 2000/60/CE) in materia di tutela delle acque si ènegli ultimi anni evoluto, passando da una visione solofunzionale, alla valutazione del danno provocato dagliagenti inquinanti e dalle modificazioni strutturali sul-l’ambiente fluviale.

Si è passati perciò da un approccio tecnico ammini-strativo legato a valutazioni di “limiti” e di “conformi-tà” ad un sistema che analizza la qualità ambientalemediante la stima delle pressioni, dello stato, del trendevolutivo e degli impatti, in un’ottica di gestione delleinformazioni ambientali finalizzata alla costruzione diun sistema informativo integrato di estrazione ecosi-stemica (SPAGGIARI, 1997).

Già in passato CEE e OCDE raccomandavano cheper stimare il reale grado di tossicità degli agenti inqui-

1 Centro Italiano Studi di Biologia Ambientale, via Amendola 2 - 42100 Reggio Emilia2 ARPA Lombardia, Dipartimento Provinciale di Milano, Via Spagliardi 19 – 20015 Parabiago MI* Referente per la corrispondenza: [email protected]

nanti, a completamento delle tecniche tradizionali, do-vevano essere utilizzati i test biologici.

Questa nuova filosofia ha richiesto l’affermarsi dimentalità, competenze e di metodiche in grado disostenere le nuove procedure di conoscenza, control-lo, prevenzione e gestione dell’integrità ecologica edella capacità portante degli ecosistemi.

L’integrità biotica può essere definita (KARR e DUD-LEY, 1981) come “la capacità del sistema di produrre emantenere una comunità biologica bilanciata, integratae reattiva; tale comunità deve essere caratterizzata dauna composizione in specie, da una diversità e da unaorganizzazione funzionale simili a quelle di un ambienteanalogo in condizioni naturali”. Ne consegue che imutamenti indotti nelle condizioni abiotiche possonoimmediatamente riflettersi in alterazioni della comunità

SPAGGIARI e GENONI - Macroinvertebrati e WFD40

vivente se rapportata ad una condizione ideale di riferi-mento.

Le condizioni naturali a cui riferirsi dovrebberocorrispondere ad uno stato chimico-fisico intatto edalla relativa comunità biologica di riferimento che siinsedia in quelle condizioni “di stato chimico intatto”,da paragonare, per rispettare il criterio dell’approcciointegrato, con quella osservata alla sezione di controllo(WRC, 1996).

La storia dei bioindicatori per la valutazione dellaqualità delle acque superficiali inizia più di cento anni facon i lavori di KOLENATI (1848) e COHN (1853). Questistudiosi osservarono che gli organismi presenti nelleacque inquinate erano diversi da quelli rinvenibili inacque pulite. La strategia, da allora, è stata quella diindividuare indicatori ed indici in grado di soddisfarel’obiettivo di attuare una efficace “sorveglianza ecolo-gica degli ambienti” capace di rispondere alle esigenzedi diagnosi, controllo, controllo di allarme, previsionedi impatto.

INDICATORI E INDICI BIOLOGICIGli indicatori biologici esprimono un giudizio com-

plementare al controllo fisico-chimico: mentre que-st’ultimo individua analiticamente le singole cause e ladinamica del processo di alterazione dell’acqua e deisedimenti (stima del rischio ambientale), il monitorag-gio biologico verifica gli effetti d’insieme prodotti dalcomplesso delle cause inquinanti (analisi degli effettireali: GHETTI, 1993).

L’informazione di ciò che viene rilevato da un indi-catore viene, di norma, tradotta in indici che vanno arappresentare, in una scala di valori, lo stato del siste-ma in esame.

Secondo la definizione della WFD lo stato ecologicoè l’espressione della qualità della struttura e del funzio-namento degli ecosistemi acquatici. L’allegato V dellaDirettiva 2000/60/CE al punto 1.1 prende in rassegnagli elementi qualitativi per la classificazione dello statoecologico dei fiumi; per gli elementi biologici vengonoconsiderati:– composizione e abbondanza della flora acquatica;– composizione e abbondanza dei macroinvertebrati

bentonici;– composizione, abbondanza e struttura di età della

fauna ittica.La valutazione della qualità degli ecosistemi acquati-

ci deve avvenire mediante l’utilizzo di bioindicatori,purchè questi siano caratterizzati da:– buona applicabilità;– elevata originalità;– accertata affidabilità.

In Europa, per la valutazione ecologica delle acquecorrenti, vengono utilizzati vari indicatori biologici (ap-

partenenti a diversi livelli trofici); solo una parte di essisoddisfa i requisiti della Direttiva. In un recente incon-tro presso l’Istituto Superiore di Sanità, Steve Nixondell’European Topic Center on Water ne ha illustratolo stato di utilizzo tra i paesi dell’Unione (Tab. I).

I macroinvertebrati bentonici risultano gli organismipiù impiegati attraverso l’uso di diverse metriche la cuidistribuzione in 29 Paesi europei, già facenti parte dellaU.E. o in futuro ingresso, è rappresentata in Tab. II.

MACROINVERTEBRATI BENTONICIIl controllo biologico di qualità degli ambienti di

acque correnti basato sull’analisi delle comunità dimacroinvertebrati è il più diffuso in tutta l’UnioneEuropea, ma in ogni paese sono fiorite differenti metri-che (DE PAUW et al., 1992) che sono state messe apunto, negli anni, dai diversi organismi di ricerca asso-ciati di norma agli istituti di zoologia, i quali si sonomantenuti però saldamente ancorati al trascorso scien-tifico.

Gli approcci metodologici all’utilizzo dei macroin-vertebrati bentonici possono essere schematicamenteraggruppati nelle tre tipologie di seguito descritte.1) Singole metriche. Secondo questo approccio un

unico parametro sintetizza il giudizio di qualità biolo-gica. In questo ambito ricadono le tre storichecategorie di indici: indici biotici, sistemi saprobici,indici di diversità/similarità (WASHINGTON, 1984;METCALFE, 1989).

2) Indici multimetrici. Questo approccio è stato ideatoed è utilizzato prevalentemente negli USA (BARBOUR eYODER, 2000). Più parametri (metriche) relativi allacomunità biologica –ad esempio la ricchezza tasso-nomica, i gruppi trofici, i gruppi tolleranti, la strutturadi comunità, ecc.– vengono esaminati in base allaloro capacità di risposta alle diverse cause di disturboantropico. Le metriche selezionate vengono quindiaggregate in un indice multimetrico finale, che rap-presenta una valutazione complessiva della condizio-ne biologica rispetto a condizioni attese di riferimen-to. L’approccio si basa sul principio che le diversecause di turbativa possono agire su parametri diversidella comunità biologica, i quali servono da vettoridella condizione ambientale presente (KARR et al.,DUDLEY, 1986; KARR, 1999).

3) Approccio multivariato. Si fonda concettualmentesugli indici di similarità e fa uso di metodi di analisistatistica multivariata (classificazione, ordinamento,analisi discriminante). Il primo sistema ad esserestato sviluppato secondo questo approccio è il RI-VPACS (River InVertebrate Prediction And Classifi-cation System), ampiamente usato nel Regno Unito(KNOBEN et al., 1995). Si tratta di un modello empiri-co (su base statistica) che consente di prevedere la

SPAGGIARI e GENONI - Macroinvertebrati e WFD 41

Tab. I. Elementi per la valutazione della qualità biologica dei corsi d’acqua e numero di Paesi che li utilizza, distinto in “totale” e“compatibile” con i requisiti richiesti dalla WFD (NIXON, 2003).

Tab. II. Uso dei macroinvertebrati bentonici in diversi paesi europei (NIXON, 2003).

Saprobic index Biotic index Other NoneAustria Belgium Norway GreeceBosnia & Herzegovina Denmark Sweden IcelandBulgaria Finland Romania LithuaniaCroatia France FYROMCzech Rep. IrelandGermany ItalyHungary LuxembourgLatvia NetherlandsPoland PortugalSlovak Rep SpainSlovenia UK11 11 3 4


composizione di macroinvertebrati bentonici attesain un sito in assenza di stress ambientali. Sistemianaloghi sono stati sviluppati in Australia (AusRivAS:SMITH et al., 1999) ed in Canada (BEAST: REYNOLD-SON et al., 1995).Con riferimento a questa classificazione schemati-

ca, vengono brevemente descritti alcuni dei metodi divalutazione attualmente diffusi o sviluppati nei paesidella UE:

1) Singole metriche:– Belgian Biotic Index (BBI). Utilizzato in Belgio dal

1978, pubblicato nel 1983 (DE PAUW e VANHOOREN,1983) ed adottato nel 1984 dal Belgian Institute forNormalization come metodo standard. Viene appli-cato anche in Portogallo, Spagna, Lussemburgo eGrecia. Si tratta di un indice biotico derivato dal TrentBiotic Index (WOODIWISS, 1964) e dall’indice bioticodi TUFFERY e VERNEAUX (1968). Il BBI viene calcolatomediante una tabella a due entrate, una per i gruppiindicatori ed una per la ricchezza faunistica: si trattaquindi più propriamente, come per quasi tutti gliindici biotici, di un indice bimetrico. L’identificazionetassonomica è a livello di genere o famiglia. Ilmacrobentos è campionato mediante retino manualeesplorando tutti gli habitat accessibili in un tratto di10-20 metri, per un periodo limitato di tempo: da 3minuti per corsi d’acqua larghi meno di 2 metri, finoa 5 minuti per i corsi d’acqua di maggiore ampiezza;viene inoltre condotto un campionamento manualediretto sui substrati sommersi.

– Indice Biologique Globale Normalisé (IBGN). Am-piamente utilizzato in Francia dal 1992 (AFNOR,1992). I macroinvertebrati sono identificati al livellodi famiglia o ad un livello superiore. Il metodo utilizzaun totale di 138 taxa divisi in 14 classi di varietà; 38taxa costituiscono 9 gruppi indicatori. L’indice ècalcolato con una tabella a due entrate: la classe divarietà (riga) ed il gruppo indicatore (colonna). Icampioni sono prelevati mediante retino Surber (zonelotiche) o retino manuale (zone lentiche). Per i corsid’acqua larghi e profondi è in fase di sviluppo l’IndiceBiologique Global Adapté aux grandes cours d’eau etaux rivière profondes (I.B.G.A.: AGENCE DE L’EAU R-M-C, 1997). Per la sua applicazione vengono usatetre differenti tecniche di campionamento: retino Sur-ber o manuale, benna da imbarcazione, substratiartificiali. L’indice è calcolato sulla base della listatassonomica cumulativa e supportato dagli indicicalcolati mediante le singole tecniche di campiona-mento.

– Indice Oligochètes de Bioindication des Sédiments(IOBS). È utilizzato in Francia per valutare la qualitàgenerale dei sedimenti fini stabili e permanenti in corsi

d’acqua naturali ed artificiali (AFNOR, 2002). Essoindica la suscettibilità allo stress organico ed aimicrocontaminanti (es. metalli, PCB). Sul campione,costituito da 100 individui, vengono determinati ilnumero totale di taxa di Oligocheti e la percentuale diTubificidi con o privi di setole capillari.

– Biological Monitoring Working Party (BMWP) scoresystem. È stato messo a punto nella sua primaversione nel 1978 nel Regno Unito e deriva dalChandler’s Score (HAWKES, 1997). Si basa sull’attri-buzione di un punteggio –da 1: tolleranti, a 10:sensibili– alle famiglie di macroinvertebrati catturatedurante un campionamento di 3 minuti medianteretino manuale e di 1 minuto mediante ricerca direttasui substrati. Il valore dell’indice è dato dalla sommadei punteggi delle singole famiglie osservate con unapresenza minima di 2 individui. L’indice ASPT (Ave-rage Score Per Taxon) deriva dal BMWP (ARMITAGE

et al., 1983) e si ottiene dividendo il punteggio diquesto indice per il numero di famiglie presenti nelcampione. In Spagna ed in Portogallo sono utilizzateversioni adattate del BMWP (BMWP’: ALBA-TERCE-DOR, 1996).

– Quality Rating System (Q-value). È il metodo utiliz-zato nella Repubblica Irlandese (MCGARRIGLE et al.,1992). Si basa sulla abbondanza relativa di 5 gruppichiave di macroinvertebrati, dalle forme più sensibilia quelle più tolleranti. Il campionamento viene esegui-to con retino manuale (eventualmente con benna inacque profonde) per un periodo da 2 a 5 minuti,possibilmente in tratti caratterizzati dalla presenza diraschi (riffle). Analogo tempo viene dedicato allaraccolta manuale diretta. Tutta l’analisi viene svoltain campo.

– Bestimmung des Saprobienindex in Fließgewässern(DIN 38410, 2003). Si tratta dell’indice saprobioutilizzato in Germania per le acque correnti. Secondoquesto metodo, attualmente in fase di revisione,possono essere calcolati ed interpretati due indicidifferenti: (1) l’Indice Saprobio (S), che include tuttii taxa macroscopici (incluse colonie di batteri e diciliati), e (2) l’Indice Microsaprobio (SMi), che valutala presenza di taxa microscopici (applicato in am-bienti degradati). Nella versione in revisione il metodoprende in considerazione un totale di 612 taxa indica-tori. Il campionamento viene effettuato in tratti dicorso d’acqua rappresentativi e nei diversi habitatpresenti. Le tecniche e gli strumenti di campiona-mento sono diversi, in funzione della tipologia cam-pionata. All’occorrenza i campioni sono completaticon taxa catturati mediante substrati artificiali. L’in-dice è calcolato mediante una formula che tiene contodell’abbondanza dei taxa, del loro valore saprobio edel “peso” come indicatori.


– Indice Biotico Esteso (IBE). È l’indice contemplatodal D.Lgs. 152/99 per il calcolo dello Stato Ecologicodei corsi d’acqua italiani. Deriva dal Trent BioticIndex di WOODIWISS (1964) e, attraverso una succes-sione di affinamenti (GHETTI e BONAZZI, 1981; GHETTI,1986; GHETTI, 1997), approda al metodo ufficiale(APAT e IRSA-CNR, 2003).

2) Indici multimetrici:L’esperienza più interessante sviluppata recente-

mente in Europa riguarda il progetto AQEM (“Thedevelopment and testing of an integrated Assessmentsystem for the ecological Quality of streams and riversthroughout Europe using benthic Macroinvertebra-tes”) che ha portato alla messa a punto di sistemi divalutazione mediante un approccio multimetrico (HE-RING et al., 2004).

Il progetto AQEM ha coinvolto 8 paesi con l’obiet-tivo di fornire strumenti adeguati per l’attuazione delladirettiva 2000/60/CE. In particolare l’obiettivo prima-rio del progetto è stato la messa a punto di unametodologia di valutazione dei sistemi fluviali basatasull’analisi delle comunità macrobentoniche. Per quan-to riguarda l’Italia hanno preso parte al progetto l’IR-SA-CNR di Brugherio, l’ARPA Piemonte e l’APPABolzano (BUFFAGNI et al., 2001). Sono state selezionate4 tipologie fluviali: 1) fiumi di piccole dimensioni,sopra gli 800 m, con geologia del bacino silicea (Bolza-no); 2) fontanili nella valle del Po (Novara), 3) fiumi dimedie dimensioni tra 200 e 800 m (Piacenza e Parma);4) fiumi di piccole dimensioni tra 200 e 800 m, inbacini calcarei (Salerno). La metodologia messa apunto si basa sul confronto tra le comunità biologicheosservate nei siti di studio (soggetti a differenti causedi impatto) con quelle di siti di riferimento opportuna-mente definiti. La metodologia di campionamento pre-vede, in sintesi, la selezione del tratto di corso d’acqua,la stima della composizione in microhabitat, il campio-namento mediante retino Surber o retino immanicato(20 repliche per sito) proporzionalmente alla rappre-sentatività dei microhabitat; vengono inoltre raccoltitutti i dati descrittivi relativi all’ambiente campionato(analisi chimiche, protocollo del River Habitat Survey,Indice di Funzionalità Fluviale, ecc.) ed alle singolerepliche (velocità di corrente, profondità). Il livello diidentificazione tassonomica è il più approfondito possi-bile (famiglia, genere o specie). L’insieme dei dati rac-colti, suddivisi nelle tipologie ambientali studiate, è statoutilizzato per selezionare i parametri biologici (metriche)che meglio si prestano alla discriminazione tra i siti adifferente impatto rispetto ai siti di riferimento. Le metri-che selezionate sono state quindi combinate in un indicemultimetrico valido per la specifica tipologia ambientale(AQEM CONSORTIUM, 2002).

3) Approccio multivariato:Come già accennato, l’unico metodo sviluppato in

Europa secondo questo approccio è il RIVPACS, il cuiavvio come progetto di ricerca può essere fatto risalireal 1977 (WRIGHT et al., 1984; WRIGHT et al., 1995).Gli obiettivi iniziali della ricerca erano: (a) definire unaclassificazione biologica delle acque correnti non con-taminate della Gran Bretagna, basata sulla fauna ma-croinvertebrata, e (b) stabilire se il tipo di comunità dimacroinvertebrati in un sito potesse essere previstoutilizzando la caratteristiche fisiche e chimiche.

Attualmente il RIVPACS si basa su dati raccolti inoltre 700 siti privi di impatto antropico (reference) intutta la Gran Bretagna. Il metodo permette di prevede-re la comunità biologica attesa in un determinato sitoconoscendo le sue caratteristiche ambientali. I datinecessari al fine della previsione comprendono l’altitu-dine, la distanza dalla sorgente, la portata media annua,l’ampiezza dell’alveo, la profondità, la pendenza, lecaratteristiche del substrato e l’alcalinità. Il protocollodi campionamento dei macroinvertebrati è quello pre-visto per gli indici BMWP/ASPT. I dati ambientalipermettono di ottenere la lista dei taxa previsti per ilsito in esame che può essere confrontata direttamentecon quella dei taxa campionati in quello stesso sitomediante i rapporti osservati/attesi.

Allo stesso modo possono essere calcolati i rapportitra gli indici biologici attesi (es. ASPT) rispetto a quellieffettivamente rilevati.

IL RUOLO DEL CISBA NELLA DIFFUSIONEDEI METODI BIOLOGICI

Il processo di diffusione degli Indici Biotici è statoavviato in Italia a partire dal 1980 attraverso il “pro-gramma di trasferimento” nell’ambito del progetto fi-nalizzato “Promozione della Qualità dell’Ambiente”(CNR, 1982) che ha favorito l’incontro tra il mondodella ricerca e gli utilizzatori istituzionali permettendol’applicazione diffusa di metodologie innovative di sor-veglianza ambientale. In tale contesto si dà inizio alprocesso di alfabetizzazione all’utilizzo dei macroin-vertebrati bentonici delle acque correnti (GHETTI eBONAZZI, 1981) da parte dei biologi impiegati nellestrutture deputate al controllo ambientale (PMP-USL,Province).

Il Centro Italiano Studi di Biologia Ambientale (CI-SBA) ha raccolto parte di tale eredità promuovendo:– lo sviluppo e la diffusione degli studi di ecologia e le

loro applicazioni attraverso corsi di formazione (VIT-TORI et al., 1999), seminari, convegni, ecc.

– la comunicazione ambientale, attraverso la pubblica-zione di una rivista specializzata, di manuali operativied atlanti.Nell’ambito dell’interesse che la diffusione dell’ap-


plicazione dell’EBI/IBE andava assumendo a partiredagli anni ’80 in Italia, preme richiamare quattro im-portanti eventi che hanno visto l’Indice Biotico ed ilCISBA avere un ruolo da protagonisti:

1 - Il convegno internazionale di Riva del Garda nel1988 “La qualità delle acque superficiali. Criteri per unametodologia omogenea di valutazione” promosso daProvincia Autonoma di Trento e CISBA dove diversiricercatori europei si sono confrontati sulle metricheutilizzate per l’espressione dei giudizi di qualità, riman-dando però ancora una volta l’opportunità di convergereverso un un’unica metodologia. Il CISBA in quellaoccasione ha presentato la prima mappa di qualità biolo-gica dei corsi d’acqua italiani che ha interessato 38province di 9 regioni (MANZINI e SPAGGIARI, 1989).

2 - Il convegno ”River Water Quality, EcologicalAssessment and Control”, tenutosi a Bruxelles il 16-18dicembre 1991, nel quale il CISBA è stato invitato aportare il proprio contributo di esperienze con unarelazione, legata al lavoro di De Pauw per affinitàmetriche (DE PAUW et al., 1992), nella quale oltre apresentare una rassegna di metodi europei sono stateesposte le esperienze italiane dei primi 10 anni dilavoro, argomentando contestualmente l’idoneità del-l’indice EBI modificato per i corsi d’acqua del nostroPaese.

3 - L’interconfronto “Use of Biotic Index to evalua-te the quality of freshwater stream: a comparisonamong four different European biotic indexes (IBE,BBI, BMWP’, RIVPACS)”, dove il CISBA ha lavoratoper l’organizzazione e ha partecipato con alcune rap-presentanze qualificate, si è tenuto a S. Michele al-l’Adige (TN) dal 22 al 27 giugno 1998 nell’ambitodegli European training courses on water quality mea-surements promossi da TECHWARE (FLAIM et al.,2000) ed ha ripercorso lo schema di un evento analogocondotto quasi trenta anni fa da Ghetti, nel contestodel 3rd Technical Seminar of Commission of theEuropean Communities (GHETTI, 1978).

Al corso/confronto hanno partecipato le rappresen-tanze di 16 paesi: Belgio, Danimarca, Finlandia, Fran-cia, Germania, Grecia, Italia, Olanda, Polonia, Roma-nia, Russia, Scozia, Slovenia, Spagna e Ungheria chehanno applicato i quattro metodi selezionati sotto ladirezione dei quattro ideatori (B.B.I., De Pauw, B –BMWP’, Alba Tercedor, E – RIVPACS, Armitage, UK

– I.B.E., Ghetti, I) il cui risultato finale (FLAIM et al.,2000) ha portato a concludere che, seppur con sfuma-ture diverse, il giudizio finale dei corsi d’acqua indagatiè risultato omogeneo (SILIGARDI et al., 2000).

4 - Il Workshop on Intercalibration Network pro-mosso ad Ispra nei giorni 11-13 febbraio 2004 a curadel European Commission Directorate General JRC-Joint Research Center nel quale erano presenti delegatidel CISBA e dove la posizione ufficiale italiana è stataquella di sostenere, al momento, la metodologia diclassificazione dello Stato Ecologico inserita nel D.Lgs.152/99.

CONCLUSIONILo sforzo che ci viene oggi chiesto dalla Comunità

Europea è quello di effettuare la intercalibrazione deivari metodi europei per armonizzare la comparazionedei risultati. Gruppi esperti nazionali sono già impegna-ti, sulla base dei dati storici reperiti nel nostro Paese, adapplicare le diverse metriche selezionate a livello euro-peo allo scopo di misurarne lo scostamento ed effet-tuarne la taratura.

Obiettivo ulteriore è quello di definire, attraversocriteri comuni europei, i siti di riferimento a cui rifarsiper la stima dell’allontanamento dalle condizioni ideali.

Il processo per la definizione degli ecotipi di riferi-mento si rifà al complesso di attività trofiche che sisvolgono in un corso d’acqua e che hanno la funzionedi riportare l’ambiente allo stato di efficienza metaboli-ca caratteristico per una data tipologia fluviale, sinte-tizzato col termine di “portante potenziale”.

Una comunità macrobentonica diversificata, essen-do capace di sfruttare più efficacemente l’intera gam-ma di apporti alimentari e di adattarsi meglio alle lorovariazioni temporali, è garanzia di una buona efficienzadepurativa.

La composizione “attesa” o ottimale della comunitàdei macroinvertebrati corrisponde a quella che, in con-dizioni di buona efficienza dell’ecosistema, dovrebbecolonizzare quella determinata tipologia fluviale.

Presupposto indispensabile per il miglioramento delnostro lavoro sono la promozione di:– ricerca applicata,– trasferimento delle conoscenze,– certificazione degli operatori,– accreditamento delle strutture.

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Qualità biologica e chimica di alcuni corsi d’acqua dellaprovincia di Torino: effetti di condizioni estreme di portata

Arianna Nicola1*, Francesca Bona2, Stefano Fenoglio3, Albino Defilippi1

1 Agenzia Regionale per la Protezione Ambientale (A.R.P.A.) del Piemonte – Dipartimento di Ivrea, Via Jervis 30 – 10015 Ivrea (To)2 Università di Torino – Dipartimento di Biologia animale e dell’uomo - Via Accademia Albertina 13 – 10123 Torino3 Di.S.T.A., Università del Piemonte Orientale, C.so Borsalino 54 – 15100 Alessandria* Referente per la corrispondenza (Fax 0125 6453584; [email protected])

RiassuntoIn quattro corsi d’acqua della provincia di Torino sono stati analizzati gli effetti di due variazioni estreme di portata, l’alluvionedell’ottobre 2000 e la siccità dell’estate 2003. Gli obiettivi principali del lavoro sono stati: valutare gli effetti delle variazioni di portatasulle cenosi macrobentoniche; individuare i taxa maggiormente tolleranti alle alterazioni idrologiche; valutare l’applicabilità dell’IndiceBiotico Esteso (I.B.E.) in ambienti fortemente alterati da alluvioni e siccità ed, infine, tentare di interpretare criticamente le possibilità dimonitoraggio biologico in seguito a questi fenomeni. I valori I.B.E. registrati immediatamente dopo l’alluvione sono risultati significativa-mente più bassi rispetto ai valori riscontrati in periodi di morbida. In particolare è stato rilevato che i siti montani, situati in ambienti pocoantropizzati e con caratteristiche morfo-idrologiche naturali, superano gli eventi critici con una maggior facilità rispetto ad ambienticompromessi ed alterati, situati spesso in pianura.Per quanto riguarda lo studio degli eventi di forte magra, che nel territorio in esame assumono carattere di assoluta eccezionalità, alcuni taxasembrano superare meglio il periodo di scarsità d’acqua, poiché i loro cicli vitali prevedono una fase iporreica dei primi stadi larvali operché sono in grado di tollerare notevoli riduzioni del tasso d’ossigeno disciolto.L’applicabilità dell’Indice appare fortemente compromessa da episodi di estrema variazione di portata. Questo dato, suffragatodall’analisi dei quattro corsi d’acqua, fa sì che si debba tenere in considerazione un periodo di interruzione dei campionamenti chepermetta la ripresa naturale delle cenosi macrobentoniche. La durata di questo intervallo è variabile ed è legata a numerosi fattori.

PAROLE CHIAVE: macroinvertebrati bentonici / alluvione / siccità / piene / magre

Biological and chemical quality in some catchment areas of the province of Turin: effects of extreme variations of flowThis study analyzes the effects of two extreme events of flow variation: the flood of October 2000 and the drought of summer 2003, infour catchment areas of the province of Turin.The principal aims of the job are: to appraise the effects of the variations of flow on the macroinvertebrate; to individualize the taxa mosttolerant to the hydrologic alterations; to verify the efficacy of the Indice Biotico Esteso (I.B.E. – Extended Biotic Index, GHETTI 1997)after floods or droughts in areas strongly altered by floods and drought and to critically interpret the index resulting by these naturalphenomena.The values I.B.E. recorded during and immediately after the flood are meaningfully lower in comparison to the values found in periods ofnormal flow. Especially the mountain sites, situated in areas with natural morfo-hydrological characteristics, easily overcome the criticalevents in comparison to compromised and altered environments, situated often in the lowland river segments.Regard to the study of events of severe drought occurred in the summer 2003, we noticed that some taxa seem to better overcome theperiod of shortage of water, whether because their vital cycles foresee an iporreica phase of the first larval stadium or because they areable to bear notable reductions of the rate of dissolved oxygen.The applicability of the index is strongly compromissed by episodes of extreme variation of flow. I.B.E. results were compromised bythese extreme hydrological phenomena: in a monitoring plan, it could be useful to stop sampling until macroinvertebrate populationscompletely re-establish. The length of this interval is variable and it depends by numerous factors.

KEYS WORDS: benthic macroinvertebrates / flood / drought

NICOLA et al. - Condizioni idrologiche estreme e qualità dei corpi idrici48

INTRODUZIONEIl monitoraggio dei corsi d’acqua è ormai una prassi

consolidata, che contempla la misurazione cadenzatanel tempo di variabili di tipo fisico, chimico e biologicoda utilizzare per il calcolo di indici sintetici funzionalialla classificazione ecologica delle acque.

I sistemi di monitoraggio biologico si basano, se-condo quanto previsto dal D. Lgs. 152/99 e s.m.i.,sull’applicazione dell’Indice Biotico Esteso (I.B.E.),indice adattato per una applicazione standardizzata aicorsi d’acqua italiani (GHETTI e BONAZZI, 1981; GHET-TI, 1997). In seguito a eventi naturali quali alluvioni eprolungati periodi di siccità, l’efficacia del monitorag-gio può essere drasticamente diminuita.

Variazioni drastiche nelle portate rappresentano unodei più frequenti fenomeni di disturbo dei sistemi flu-viali. In particolare le alluvioni hanno un profondoeffetto di alterazione della struttura e della composizio-ne delle biocenosi macrobentoniche. Infatti, questifenomeni sono caratterizzati dall’inasprimento delledinamiche erosive, dall’aumento del trasporto solido,con la conseguente azione fisico-meccanica sul sub-strato, dallo stravolgimento del ciclo di sedimentazionee dalla distruzione di molti microhabitat. Durante lepiene, una buona parte della comunità viene trascinataverso valle, provocando una netta diminuzione nelleabbondanze degli organismi e nelle densità dei popola-menti (MILLER e GOLLADAY 1996; ANGRADI, 1997).Tuttavia, le comunità macrobentoniche presentano

spesso una notevole capacità di recupero, ritornandodopo un certo periodo a costituire popolamenti diversi-ficati e strutturati. I tempi di recupero variano da mesiad alcuni anni, a seconda della gravità dell’eventocatastrofico, dell’ampiezza dell’area coinvolta (HYNES,1970) e della presenza di individui pronti al ripopola-mento nelle aste di ordine inferiore (ANGRADI, 1997).

Al pari delle alluvioni, la siccità è un aspetto caratte-ristico degli ecosistemi acquatici. Esistono aree delmondo in cui vi sono corsi d’acqua con periodici eimprevedibili abbassamenti dei livelli idrologici e fiumicaratterizzati da lunghi periodi di secca stagionali. Aquesto proposito LAKE (2003) distingue due tipi disiccità: quella stagionale, caratterizzata da eventi che siripetono in maniera periodica tutti gli anni, e quella“astagionale” nella quale l’abbassamento delle portate èun evento eccezionale, che si verifica a distanza dialmeno una decade. Le comunità soggette a periodichesituazioni di mancanza d’acqua hanno una maggioreresistenza e una più spiccata resilienza (BOULTON, 2003),mentre quelle sorprese da sporadici fenomeni di siccitànon sembrano in grado di sviluppare adattamenti ne-cessari alla sopravvivenza, mostrando una resilienzavariabile. La resistenza e la resilienza sembrano co-munque essere taxa-specifici (LAKE, 2003). Con ilprimo termine si intende la capacità di mantenere lapropria composizione e struttura sfruttando la presen-za di rifugi naturali quali grandi massi durante le piene epozze d’acqua nei momenti di siccità o particolari

Fig. 1. Carta dei bacini idrografici della Dora Baltea, del Chiusella, dell’Orco e del Malone.

NICOLA et al. - Condizioni idrologiche estreme e qualità dei corpi idrici 49

adattamenti morfologici e comportamentali. Con il ter-mine resilienza si intende invece la capacità di ritornarenelle condizioni originarie grazie a fenomeni di ovode-posizione e di ricolonizzazione attiva o passiva.

Scopo di questa ricerca è stato quello di definirel’impatto dell’alluvione dell’ottobre 2000 e della seccadell’estate 2003 sulla composizione delle biocenosibentoniche di quattro corsi d’acqua della provincia diTorino: il fiume Dora Baltea e il torrente Chiusella –suomaggiore affluente in territorio piemontese– ed i tor-renti Orco e Malone (Fig. 1) e di valutare l’applicabilitàdel valore dell’Indice Biotico Esteso in ambienti forte-mente alterati da estreme condizioni di portata. Inoltreè stata considerata l’importanza di alcune caratteristi-che ambientali (ordine delle aste fluviali, grado di an-tropizzazione) sull’entità degli impatti e la capacità deidiversi taxa di affrontare gli eventi di variazione diportata, giungendo a individuare tassonomicamente gliorganismi che riescono a superare al meglio sia lealluvioni sia le secche.

MATERIALE E METODINel periodo seguente l’alluvione dell’ottobre 2000,

tra il dicembre 2000 e il marzo 2001, sono stati effet-tuati, con cadenza mensile, campionamenti qualitatividei macroinvertebrati, utilizzando un retino immanica-to a raccoglitore svitabile (maglia 250 μm) in duestazioni di campionamento sull’asta del fiume DoraBaltea (Settimo Vittone e Saluggia) e in due stazioni deltorrente Orco (Locana e Chivasso). Per valutare glieffetti della siccità dell’estate 2003 è stata condottauna campagna di campionamento nei mesi di luglio,agosto e settembre 2003 nelle quattro stazioni di cuisopra e in altre sette scelte lungo l’asta del torrenteChiusella (Traversella, Colleretto Giacosa, Strambino)e del torrente Malone (Rocca, Front, Lombardore,Brandizzo).

Questa ricerca raccoglie inoltre i valori I.B.E. deimonitoraggi stagionali effettuati dall’A.R.P.A. di Ivrea,per il censimento regionale della qualità dei corpi idricisuperficiali, dal gennaio 2000 al giugno 2003 per Dora

Fig. 2. Box and Whiskers Plot di alcuni parametri chimico-fisici e biologici e risultati del test non parametrico Kruskall-Wallis.


Baltea e Orco, e dall’aprile 2001 al giugno 2003 per itorrenti Chiusella e Malone.

La determinazione sistematica è stata effettuata finoal livello tassonomico richiesto dalla metodica I.B.E.(GHETTI, 1997), utilizzando i seguenti testi: SANSONI(1988), TACHET et al. (1984) e CAMPAIOLI et al. (1994).

Sono stati prelevati campioni d’acqua da sottoporread analisi chimico-fisiche e microbiologiche. La perio-dicità dei campionamenti, effettuati negli stessi punti enegli stessi corsi d’acqua elencati sopra per il campio-namento dei macroinvertebrati, è stata bimestrale pertutto il 1999 e mensile nel periodo da gennaio 2000 adagosto 2003.

Infine sono stati raccolti, nel periodo compreso tragennaio 2000 e settembre 2003, i valori dei livelliidrometrici registrati dalle centraline di rilevamento delservizio meteoidrologico dell’A.R.P.A. Piemonte. Èstato utilizzato per l’analisi statistica dei dati raccolti ilprogramma statistico Systat 8.0 (WILKINSON, 1992).

RISULTATI E DISCUSSIONEAnalizzando complessivamente i dati raccolti nelle

diverse stazioni e nei due diversi periodi di studio, sonostati scelti alcuni parametri chimico-fisici e biologici ene sono state osservate le distribuzioni (Box andWhiskers Plot) in tre differenti regimi, di forte magra(0), di morbida o di “normalità” (1) e di piena (2).Applicando il test statistico non parametrico di Kru-skall-Wallis è stato possibile verificare se i tre regimidifferissero significativamente con i parametri scelti.Solo alcuni differiscono significativamente, e sono,ovviamente, il livello idrologico, oltre all’ossigeno di-sciolto e ai solidi sospesi. I parametri chimico-fisicisubiscono scarse variazioni, non rilevando complessi-vamente una situazione di alterazione (Fig. 2).

Per quanto concerne la componente biologica, uti-lizzando la rappresentazione grafica Box and Whiskers

Plot è stata valutata la dispersione dei dati dell’I.B.E. edelle Unità Sistematiche valide nelle diverse condizioniidriche. L’impatto delle variazioni di portata è notevole(Fig. 3). È stata, inoltre, condotta un’analisi multiva-riata della varianza (MANOVA) per valutare l’influenzasul valore di Indice Biotico Esteso e sul numero delleunità sistematiche della tipologia di stazione di campio-namento, del mese e del regime. L’I.B.E. e le UnitàSistematiche totali e valide sono influenzate dal regimee dalla stazione, ma non dal mese, confermando l’affi-dabilità del metodo che può essere applicato in qualsia-si stagione (Fig. 4). Dall’analisi degli effetti sulle ceno-si macrobentoniche risulta evidente che le alluvionisono elementi di notevole criticità per le biocenosi degliambienti lotici, il cui impatto presenta intensità variabiliin differenti contesti ambientali. Nel sito montano diLocana sul torrente Orco a distanza di due mesi dall’al-luvione la diversità faunistica è nettamente ridotta,soprattutto per la scomparsa dei Tricotteri e di buonaparte dei Ditteri, cioè dei taxa meno mobili, di grossataglia e più strettamente legati al substrato. Solo adistanza di circa dieci mesi dall’evento alluvionale lastruttura di comunità si attesta sui livelli iniziali dicomplessità biologica. Nelle aste di ordine maggioreentrano in gioco fattori legati al diverso scenario idro-logico e morfologico e al grado di alterazione antropi-ca. Nei siti potamali oggetto del presente lavoro, Chi-vasso e Saluggia, i tempi di recupero sono stati diversi.Infatti, sono risultati più lunghi a Chivasso, anche acausa dei massicci interventi in alveo per il ripristino ela pulizia. A Saluggia un graduale e regolare ritornodelle condizioni pre-alluvionali è stato registrato a par-tire da giugno 2001. I tempi di recupero nei siti achiusura di bacino sono molto più lunghi di quantoriscontrato nel presente lavoro, quando le stazioni dicampionamento sono interessate da interventi di artifi-cializzazione e di regimazione. Nei casi estremi in cui i

Fig. 3. Box and Whiskers Plot dei dati I.B.E. e delle Unità Sistematiche valide e risultati del test non parametrico Kruskall-Wallis.

NICOLA et al. - Condizioni idrologiche estreme e qualità dei corpi idrici 51

Fig. 4. Analisi multivariata della varianza dei valori di I.B.E. e delle Unità Sistematiche totali e valide.

Fig. 5. Tempi di ripopolamento dopo l’evento alluvionaledell’ottobre 2000 dei singoli taxa della stazione di campionamentodi Locana sul torrente Orco

Fig. 6. Tempi di scomparsa durante la prolungata siccità dell’estate2003 dei singoli taxa della stazione di campionamento diStrambino sul torrente Chiusella.

fiumi sono ridotti a canali rettificati dalle sponde artifi-ciali, l’inondazione può rappresentare per i macroin-vertebrati un evento veramente catastrofico a seguitodel quale si verifica la perdita della maggior parte degliorganismi residenti (VARESE et al., 2003).

In generale si è osservato che le comunità campio-nate dopo eventi alluvionali sono caratterizzate dallacospicua presenza di alcuni taxa (Fig. 5), come adesempio Efemerotteri Baetidae e Ditteri Chironomidae,che sono noti per essere colonizzatori precoci (FENO-GLIO et al, 2002).

Diminuzioni di portata causano un notevole impattosulle comunità biotiche che subiscono limitazioni nelladisponibilità degli habitat per la progressiva riduzionedell’alveo bagnato, variazioni termiche talora anchemarcate e alterazioni delle condizioni chimico-fisichedell’acqua con una diminuzione, ad esempio, dellaconcentrazione di ossigeno. Alcuni taxa sembrano su-perare al meglio il periodo di scarsità d’acqua, poi-ché i loro cicli vitali prevedono una fase iporreica deiprimi stadi larvali (come avviene nei Plecotteri Leuctri-dae) o perché sono in grado di tollerare notevoli ridu-zioni del tasso d’ossigeno disciolto (come i TricotteriHydropsychidae). A Settimo Vittone scompaiono dap-prima i taxa più sensibili alle diminuzioni di ossigeno,come Isoperla sp. (Plecoptera Perlodidae) ed Ecdyo-nurus sp. (Ephemeroptera Heptageniidae). In siti mon-tani come Traversella e Rocca gli effetti della siccitàsono meno evidenti: la comunità, infatti, rimane bendiversificata. Nelle stazioni di campionamento franca-mente potamali come Saluggia e Chivasso la comunitàsi impoverisce e permangono Baetis sp. (Ephemerop-tera Baetidae) e Hydropsichidae (Trichoptera). A Stram-bino si sono create pozze dove sono stati raccoltiBaetis sp. (Ephemeroptera Baetidae), Chironomidae(Diptera) e Dugesia sp. (Triclada Dugesidae) (Fig. 6).La comunità macrobentonica ospite della pozza d’ac-


qua, al perdurare dell’isolamento e al variare delladisponibilità di ossigeno disciolto e del nutrimento, puòvariare la sua struttura tanto da apparire anche moltodiversa da quella di altre zone limitrofe in analoghecondizioni (LAKE, 2003).

CONCLUSIONIGli equilibri delle comunità macrobentoniche sono

intimamente legati a molti fattori, tra i quali assumonoun ruolo importante le caratteristiche idrologiche di uncorso d’acqua. Forti piene e drastiche diminuzioni diportata sono contrastate dalla comunità macrobentoni-

ca grazie a fenomeni di resistenza e di resilienza (FENO-GLIO et al., 2003). Particolarmente importante si rivelala corretta interpretazione dei dati derivanti dal monito-raggio biologico a seguito di fenomeni di disturbo; inparticolare, considerata l’influenza sui macroinverte-brati delle variazioni di portata, occorre che nell’appli-cazione della metodica si prenda in considerazione unperiodo di interruzione dei campionamenti. Il periododi interruzione del campionamento può variare in basea numerosi fattori, quali ordine dell’asta, livello dialterazione antropica, grado di artificializzazione e diregimazione, intensità e durata dell’evento.

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La classificazione biologica dei corsi d’acqua basata suimacroinvertebrati bentonici: sono necessari nuovi indici?Uno studio a livello locale

Pietro Genoni

RiassuntoLa Direttiva comunitaria sulle acque (2000/60/CE) richiede la messa a punto e la verifica di idonee metodologie per lo studio dellebiocenosi acquatiche. Attualmente in Italia l’Indice Biotico Esteso (IBE), basato sull’analisi della comunità dei macroinvertebratibentonici, rappresenta l’unico parametro previsto dalla normativa per la valutazione dell’impatto antropico sulle comunità animali deicorsi d’acqua.L’idoneità dell’IBE nel discriminare il diverso grado di alterazione, sia delle caratteristiche chimiche delle acque che delle caratteristichedell’ambiente fisico, è stata verificata per un gruppo di 27 siti appartenenti al reticolo idrografico minore della provincia di Milano. I sitisono stati preventivamente classificati in base ad indicatori di qualità chimica e morfologica e mediante l’analisi multivariata (PCA) dei datibiologici. La classificazione risultante è stata confrontata con la classificazione biologica degli stessi siti ottenuta dall’applicazionedell’IBE e di altri indici (ricchezza tassonomica e sistemi a punteggio) basati sui macroinvertebrati bentonici. I risultati suggerisconol’opportunità di mettere a punto un indice aggregato multimetrico sensibile alle diverse cause di alterazione dei corsi d’acqua.

PAROLE CHIAVE: classificazione biologica / macroinvertebrati bentonici / IBE / indici multimetrici

Biological classification of running waters based on benthic macroinvertebrates: are new indices needed? A local case-studyWater Framework Directive (2000/60/CE) implementation needs the developing and testing of methods for the study of aquaticbiocoenosis. At present, Extended Biotic Index (IBE), based on benthic macroinvertebrates community analysis, is the only methodincluded in Italian legislation to assess anthropic impact on animal communities in running waters.Performance of IBE in discriminating chemically and physically impacted and non impacted sites was tested for 27 sites on minor streamsin the province of Milan. Sites were previously classified using chemical, morphological and biological (principal components analysis)data. Biological classification of sites based on IBE and other indices (taxonomic richness and score systems) was compared with the apriori classification. Results suggest the usefulness of developing and testing of a multimetric index responding to different causes ofstress on running waters.

KEY WORDS: biological classification / benthic macroinvertebrates / Extended Biotic Index (IBE) / multimetric indices

INTRODUZIONEIl recepimento della Direttiva comunitaria sulle ac-

que (2000/60/CE), che riconosce per la prima volta lacentralità degli elementi di qualità biologica nella defini-zione dello stato ecologico dei corpi idrici, rende indi-spensabile la messa a punto e la verifica di idoneemetodologie per l’analisi delle biocenosi e delle lororelazioni con l’ambiente acquatico (LOGAN e FURSE,2002). Gli aspetti strutturali e funzionali della vegeta-zione acquatica, dei macroinvertebrati bentonici e dellafauna ittica, supportati dagli elementi di qualità idro-

morfologica e di qualità chimica, devono essere valu-tati al fine di poter esprimere un giudizio sullo statoecologico degli ecosistemi fluviali. Per quanto riguardai macroinvertebrati bentonici, lo stato biologico deicorsi d’acqua dovrà essere definito dal livello di sco-stamento tra le comunità osservate –in termini di com-posizione e abbondanza tassonomica, rapporto tra taxasensibili e taxa tolleranti, livello di diversità dei taxa–rispetto a quelle attese per una determinata tipologiapriva di impatto antropico, rappresentativa di condizio-

ARPA Lombardia, Dipartimento Provinciale di Milano, Via Spagliardi 19 – 20015, Parabiago MI(Fax 02 74872587; [email protected])

GENONI P. - Nuovi indici basati sui macroinvertebrati bentonici54

ni inalterate (reference conditions). Il concetto di “con-dizioni di riferimento” riferito agli ambienti acquatici èstato ampiamente dibattuto e sviluppato negli ultimianni dalla comunità scientifica (NORRIS e THOMS, 1999).Secondo uno dei più recenti approcci, lo stato di salutedi un fiume può essere individuato lungo un gradiente,definito dall’influenza antropica, che procede dall’as-senza di disturbo a condizioni di disturbo estreme. Atale variazione si accompagna un gradiente di condi-zione biologica, che passa da uno stato di integritàbiologica alla completa scomparsa delle forme di vita(KARR, 1999). In questo contesto, si definisce “metri-ca” una caratteristica misurabile del biota che cambiain maniera prevedibile con l’incremento dell’influenzaantropica (BARBOUR et al., 1995).

La ricerca di metodi di indagine per la classificazio-ne biologica dei corsi d’acqua basata sui macroinver-tebrati bentonici appare attualmente orientata secondodue principali approcci: quello multimetrico, diffusosoprattutto negli Stati Uniti (KARR et al., 1986; BAR-BOUR et al., 1999), e quello multivariato, standardizza-to in Inghilterra ed in Australia (WRIGHT et al., 1998;PARSONS e NORRIS, 1996).

In Italia, il metodo biologico previsto dalla vigentenormativa per la valutazione dell’impatto antropicosulle comunità animali dei corsi d’acqua è quello del-l’Indice Biotico Esteso (IBE: GHETTI, 1997; APAT,IRSA-CNR, 2003), il cui valore viene ricavato da unatabella che combina tra loro due metriche: la ricchezzatassonomica (a livello di famiglia o genere) e la presen-za di taxa (a livello di classe, ordine o famiglia) sensibiliall’inquinamento.

L’obiettivo del presente lavoro è sperimentare lavalidità della classificazione biologica dei corsi d’acquaappartenenti al reticolo idrografico minore della pro-vincia di Milano, mettendo in relazione le rispostedell’IBE e di altre metriche basate sui macroinverte-brati bentonici con differenti cause e livelli di alterazio-ne segnalati da alcuni indicatori di qualità chimica emorfologica.

METODI DI INDAGINEÈ stato selezionato e studiato un gruppo di 27 siti

appartenenti al reticolo idrografico minore della pro-vincia di Milano (altitudine <200 m s.l.m., bacino <100km2, composizione geologica calcarea) inseriti in con-testi ambientali diversificati, compresi tra situazioni diestremo degrado e condizioni prive di impatto appa-rente.

In ciascuna stazione sono state rilevate alcune ca-ratteristiche relative alla qualità delle acque (temperatu-ra, pH, ossigeno disciolto, conducibilità elettrica, clo-ruri, azoto nitrico, azoto ammoniacale, fosforo reatti-vo) e le principali caratteristiche di qualità morfologica

mediante il metodo Habitat Assessment (HA: BARBOURet al., 1999); sono inoltre state campionate le comuni-tà dei macroinvertebrati bentonici. La strategia genera-le d’indagine è descritta da PARCO et al. (2003).

Utilizzando i dati chimici ed ambientali, oltre alleconoscenze degli elementi di pressione presenti (scari-chi, interventi di pulizia dell’alveo, …), si è procedutoad una classificazione a priori dei siti. Tale classifica-zione è stata successivamente confermata ed affinatamediante l’analisi multivariata (analisi delle componentiprincipali, PCA: JONGMAN et al., 1987) dei dati biologi-ci, utilizzando le liste tassonomiche cumulative degliorganismi catturati in ciascun sito. La classificazionerisultante è stata confrontata con la classificazionebiologica delle stesse stazioni ottenuta dall’applicazio-ne dell’IBE e di altri indici e metriche basate suimacroinvertebrati bentonici (Tab. I).

L’impiego della PCA per ottenere una classificazio-ne oggettiva delle stazioni di campionamento, basataesclusivamente su dati biologici, è stato effettuato consuccesso sui fiumi dell’Appennino meridionale (BUF-FAGNI et al., 2004). Tale analisi permette una confermaa posteriori ed un affinamento della classificazionebasata prevalentemente su dati generali di qualità esulle conoscenze degli ambienti da parte degli operatoriesperti (NIJBOER et al., 2004).

Infine, sono state valutate le risposte degli indici edelle metriche in gruppi selezionati di stazioni in cuierano prevalenti specifici fattori di alterazione (qualitàdelle acque o qualità degli habitat).

RISULTATI

Classificazione dei sitiTutti i siti sono stati ordinati, dal meno alterato al più

compromesso, sulla base dei risultati delle analisi chi-miche (somma dei valori dei parametri normalizzati) e

Tab. I. Indici e metriche biologiche utilizzati per l’indagine.

– Numero totale di taxa (sensu GHETTI, 1986)– Numero totale di famiglie– Numero di unità sistematiche non dubbie (sensu GHETTI, 1986)– Numero di taxa (genere o famiglia) di Efemerotteri, Plecotteri

e Tricotteri (EPT)– % taxa di Efemerotteri, Plecotteri e Tricotteri (% EPT)– Numero Unità Operazionali di Efemerotteri (sensu BUFFAGNI,

1999)– Numero di famiglie di Tricotteri– Indice Biotico Esteso (IBE; GHETTI, 1997)– Biological Monitoring Working Party score system modificato

(BMWP’; ALBA-TERCEDOR, 1996)– Average Score Per Taxon (ASPT; ARMITAGE et al., 1983)– Mayfly Total Score (MTS; BUFFAGNI, 1999)– Mayfly Average Score (MAS+; BUFFAGNI, 1999)

GENONI P. - Nuovi indici basati sui macroinvertebrati bentonici 55

dei punteggi di HA. Tenendo conto anche degli ele-menti noti di pressione, non direttamente rilevabili dalleindagini dirette (presenza di scarichi saltuari, interventidi pulizia dell’alveo, …) è stato possibile individuarealmeno tre stazioni (identificate con le sigle DEL, CIT,MAR) che presentavano le condizioni ambientali miglio-ri ed altre tre stazioni (identificate con le sigle LIS, SPE,TOL) che presentavano le condizioni ambientali peggio-ri per i diversi tipi di indicatore.

Alle restanti stazioni non è stato possibile attribuirecon certezza un giudizio qualitativo basato esclusiva-mente sui dati raccolti e sulle informazioni disponibili.

Si è proceduto successivamente alla conferma –almeno per i sei siti classificati nelle due situazioniestreme– ed all’affinamento –per i siti privi di giudiziocerto– della classificazione a priori utilizzando i datibiologici disponibili. A tal fine, è stata costruita lamatrice dei valori di abbondanza relativa degli organi-smi complessivamente catturati in ciascuna stazione

nei quattro periodi di campionamento (82 taxa, esclu-dendo quelli rari). La PCA ha permesso di ordinare lestazioni, sulla base della sola informazione biologica,individuando i principali gradienti di variazione dellebiocenosi.

Le relazioni tra i primi quattro assi di ordinamento,che insieme spiegano il 59% della varianza totale deidati biologici, e le variabili chimiche ed ambientali,misurate mediante il coefficiente di correlazione diSpearman, sono riassunte in tabella II. L’asse 1, cherappresenta il principale gradiente di variazione (28%della varianza totale dei dati), appare correlato negati-vamente (p<0,01) con il valore di HA –prevalentemen-te le caratteristiche del substrato– e positivamente(p<0,05) con l’azoto ammoniacale ed il fosforo reatti-vo, e sintetizza pertanto un gradiente di variazione dellaqualità complessiva degli ambienti studiati.

L’ordinamento delle stazioni lungo l’asse 1 (Fig. 1)conferma il risultato della classificazione a priori, dal

Tab. II. Frazione della varianza totale dei dati biologici spiegata dai primi 4 assi della PCA e correlazioni di Spearman tra gli assi e levariabili chimiche ed ambientali misurate (*: p<0,05; **: p<0,01).

Asse 1 Asse 2 Asse 3 Asse 4

% Varianza 28,4 12,9 9,7 7,6Cloruri 0,32 0,05 0,29 0,33Azoto ammoniacale 0,41* 0,32 0,22 -0,30Azoto nitrico -0,34 0,33 0,12 -0,03100-O2% 0,25 0,27 -0,03 -0,32Fosforo reattivo 0,39* -0,11 0,19 -0,45*HA -0,57** -0,29 0,23 -0,21

Fig. 1. Ordinamento delle stazioni secondo il primo asse della PCA. Sono evidenziate (col simbolo pieno) le sei stazioni classificate apriori e la suddivisione in quattro classi basata sui soli dati biologici.


momento che le sei stazioni individuate si trovanoproprio in corrispondenza degli estremi opposti di taleasse, e consente di aggregare altre sei stazioni alle dueclassi individuate. Allo stesso tempo, il repentino in-cremento del punteggio ottenuto dalla PCA permette diseparare due ulteriori gruppi di siti attribuibili a dueclassi distinte.

Verifica degli indici e delle metriche biologicheLa classificazione delle stazioni risultante dalla PCA

è stata confrontata con la classificazione biologicaottenuta dall’applicazione dell’IBE e degli altri indici e

metriche basati sui macroinvertebrati bentonici. Infigura 2 sono riportati i risultati relativi all’IBE e ad altritre indici selezionati –come esempio– tra quelli conrisposte significative. Come si nota, l’IBE ed il numerototale di taxa non permettono una netta discriminazio-ne tra le classi di qualità più elevate, mentre il numerodi taxa EPT e l’ASPT si mostrano più efficaci inquesto senso. È da notare, per inciso, che quest’ulti-mo indice è stato calcolato su comunità raccolte me-diante campionamenti di 3 minuti, come previsto dalprotocollo di applicazione originale (ARMITAGE et al.,1983).

Fig. 2. Esempi di corrispondenza tra la classificazione ottenuta dalla PCA ed i valori assunti dagli indici biologici nelle stesse stazioni.

Fig. 4. Esempi di risposte degli indici biologici in 11 stazioni(n=44) con prevalente alterazione della qualità degli habitat (NA:siti non alterati; A: siti alterati).

Fig. 3. Esempi di risposte degli indici biologici in 7 stazioni (n=28) con prevalente alterazione della qualità chimica delle acque(NA: siti non alterati; A: siti alterati).


Risposta degli indici alle alterazioni della qualitàdelle acque e degli habitat

Le risposte degli indici e delle metriche rispetto aglispecifici fattori di alterazione (qualità delle acque oqualità degli habitat) sono state verificate in due gruppiselezionati di stazioni in cui tali pressioni erano preva-lenti l’una sull’altra. In particolare, in 7 stazioni lealterazioni degli indicatori chimici sono risultate signi-ficative rispetto alle alterazioni degli habitat, mentre ilcontrario è stato riscontrato in altre 11 stazioni.

Esempi di risposte degli indici biologici sono pre-sentati nelle figure 3 e 4. L’IBE, come altri indici –èriportato l’esempio dell’indice MTS– riesce a discrimi-nare bene i siti in cui è evidente un impatto di naturachimica, ma non discrimina altrettanto bene quellestazioni in cui sono prevalenti le alterazioni morfologi-che. In quest’ultimo caso, altri indici –è riportatol’esempio della percentuale di taxa EPT rispetto altotale– forniscono informazioni migliori sugli effettiche ne derivano.

DISCUSSIONEI risultati ottenuti nel presente studio suggeriscono

che l’IBE non sempre è in grado di discriminare gliambienti sottoposti ad un limitato livello di disturbo daquelli privi di alterazioni evidenti. In questi casi, l’utiliz-zo di altre metriche, come alcune di quelle selezionatenel presente studio, può rivelarsi più efficace. Inoltre,l’IBE distingue nettamente gli ambienti che presentanoevidenti alterazioni prevalentemente a carico delle ca-ratteristiche chimiche delle acque, ma, allo stesso tem-po, non discrimina adeguatamente gli ambienti conprevalente alterazione delle caratteristiche morfologi-che.

Un limite intrinseco al metodo è legato al fatto che ilvalore di IBE dipende direttamente dal numero totale di

taxa catturati, e quindi può variare in funzione dell’effi-cienza di campionamento, un aspetto cruciale nell’ap-plicazione dei metodi per il calcolo degli indici biologicibasati sui macroinvertebrati bentonici (DAVIES, 2001).Al contrario, altri indici non risentono di questa varia-bile: ad esempio è sufficiente un campionamento dipochi minuti per ottenere un valore pressoché costantedell’indice ASPT. In figura 5 sono riportati due esempidell’andamento dei valori di IBE e ASPT in funzionedel tempo di campionamento; i dati riguardano unaprova preliminare condotta in una delle stazioni esami-nate nel presente studio.

Utilizzando i dati raccolti in occasione di esperienzedi intercalibrazione dell’IBE (GENONI, 1998; 1999; fi-gura 6), si può dimostrare come le differenze nelcalcolo del valore finale di IBE tra operatori diversi siamaggiormente condizionato dall’ingresso verticale del-la tabella di calcolo (numero di taxa totali), piuttostoche dalla scelta dell’ingresso orizzontale della stessa(presenza del gruppo più sensibile).

Oltre a ciò, è opportuno rilevare che spesso laricchezza tassonomica può aumentare in ambienti incui i livelli di certi inquinanti (es. nutrienti, sostanzeorganiche) sono solo lievemente incrementati (PINDERe FARR, 1987; STOCH, 1991).

Un secondo elemento critico riscontrabile nel meto-do IBE è costituito dal livello di identificazione tasso-nomica degli organismi, argomento ampiamente dibat-tuto nell’ambito degli studi di biomonitoraggio median-te macroinvertebrati bentonici. Sebbene alcuni autorisostengano l’utilità dell’identificazione tassonomica adun livello molto dettagliato, fino alla specie, per la stimadegli indici di comunità (GUEROLD, 2000), diversi lavo-ri dimostrano che l’identificazione a livello di famiglia èadeguata per le finalità del monitoraggio biologico (FURSEet al., 1984; HEWLETT, 2000). Maggiori approfondi-

Fig. 5. Andamento dei valori (media ± massimo/minimo) di IBE e ASPT in funzione del tempo dedicato al campionamento degli organismimacroinvertebrati (cavo Citterio).


menti tassonomici possono essere utili in studi detta-gliati di biomonitoraggio su gruppi tassonomici definitie ben conosciuti, o, più in generale, per applicazioninell’ambito della conservazione della natura.

L’IBE prevede l’identificazione degli organismi finoalla famiglia o al genere, ma utilizza questa informazio-ne solo per il calcolo della ricchezza tassonomica(ingresso verticale della tabella), mentre si limita all’or-dine o alla classe (alla famiglia solo per crostacei echironomidi) per individuare i taxa più sensibili (in-gresso orizzontale della tabella).

Di solito, l’identificazione a livello di specie degliorganismi acquatici invertebrati presenta diversi svan-taggi nelle applicazioni legate alla valutazione della qua-lità biologica: la necessità di ricorrere a specialisti deisingoli gruppi faunistici, una maggiore probabilità dicompiere errori di identificazione, la variazione dellatassonomia e della nomenclatura delle specie, i mag-giori tempi e costi necessari. Tuttavia è possibile,almeno per alcuni gruppi faunistici significativi, defini-re un livello di identificazione tassonomica, facilmenteraggiungibile anche da non specialisti, che consenteun’approssimazione il più possibile vicina alla compo-sizione specifica della comunità esaminata.

Un esempio in tal senso è quello che riguarda lacomunità di efemerotteri, per i quali sono stati propostidei raggruppamenti, denominati Unità Operazionali(OU), basati su affinità tassonomiche, morfologiche oecologiche tra le specie (BUFFAGNI, 1997; 1999).

Le OU di efemerotteri determinate nell’ambito delpresente lavoro sono state messe in relazione allevariabili ambientali utilizzando un metodo di analisidiretta di gradiente (canonical correspondence analy-sis, CCA; TER BRAAK, 1986). In figura 7 è riportato ilrisultato dell’ordinamento lungo il primo asse dellaCCA relativamente a sei OU. Si nota come le OU delgenere Caenis presentino intervalli di preferenza am-bientale differenti e, nel caso di Caenis gr. 5 e Caenis

Fig. 6. Confronto tra le percentuali di casi corretti o non corretti nella scelta degli ingressi orizzontale e verticale della tabella per il calcolodell’IBE in occasione di prove di intercalibrazione.

gr. macrura, anche non sovrapponibili. In questo casol’informazione ecologica ottenibile da un livello di iden-tificazione di poco più approfondito è maggiore rispet-to a quella del livello di genere.

CONCLUSIONIL’IBE, l’unico metodo biologico-ecologico attual-

mente previsto dalla normativa nazionale sulle acque eche si fonda sulla misura di due soli elementi caratte-rizzanti le biocenosi di macroinvertebrati (ricchezza esensibilità dei taxa), è risultato carente nella classifica-zione biologica dei corsi d’acqua della tipologia esami-nata.

In particolare, lievi effetti dell’inquinamento e alte-razioni dell’ambiente fisico (specie del substrato) sonomeglio rilevati da altri indici facilmente calcolabili dallecomunità di macroinvertebrati raccolte mediante cam-pionamenti semi-quantitativi.

La dipendenza diretta dalla ricchezza tassonomicatotale, e quindi dall’efficienza di campionamento, ed illivello di identificazione degli organismi, poco detta-gliato nell’individuare i gruppi sensibili, sono i princi-

Fig. 7. Ordinamento di sei OU di efemerotteri (optimum eintervallo di tolleranza) lungo il primo asse estratto dalla CCA.


pali limiti dell’IBE analizzati nel presente lavoro.I risultati e le considerazioni esposte rivelano la

possibilità di disporre di strumenti di indagine piùsensibili, che utilizzano al meglio le numerose informa-zioni ottenibili dalla comunità dei macroinvertebratibentonici, pur mantenendo tempi di applicazione ecosti compatibili con le finalità del biomonitoraggio.

Gli indici biologici multimetrici, richiamati nell’in-troduzione, includono componenti biologiche (ricchezzatassonomica, cambiamenti nella composizione in spe-cie, raggruppamenti trofici, …) che sono sensibili adun ampio spettro di interventi antropici (sedimentazio-ne, inquinamento organico, sostanze tossiche, altera-zione dei regimi di portata, …). Ogni attributo dellabiocenosi, prima di venire incorporato nell’indice come

metrica, viene rigorosamente definito, misurato e sag-giato rispetto ai differenti possibili disturbi di origineantropica. Il risultato è un indice che integra le molte-plici dimensioni di sistemi biologici complessi (KARR,1999).

L’adozione di un approccio multimetrico anche perla realtà italiana potrebbe rappresentare una valida ri-sposta a quanto richiesto dalla Direttiva 2000/60/CErelativamente agli elementi di qualità biologica dei corsid’acqua. Un indice di questo tipo sarebbe in grado diperfezionare e precisare la classificazione biologica deicorsi d’acqua, soprattutto nelle situazioni al limite tralo stato buono (good) e lo stato sufficiente (moderate),per le quali occorre stabilire se prevedere o menointerventi di miglioramento e ripristino.

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Ruolo della fauna ittica nell’applicazionedella Direttiva Quadro

Sergio Zerunian

RiassuntoViene esaminato il ruolo assegnato alla fauna ittica dalla Direttiva 2000/60/CE “Quadro per l’azione comunitaria in materia di acque”.Prima di discutere gli aspetti fondamentali previsti dalla normativa, viene definito il gruppo tassonomico-ecologico fauna ittica delle acqueinterne con particolare riferimento alla realtà italiana; viene quindi riportato l’elenco dei taxa indigeni in Italia. Viene infine discussobrevemente lo stato dell’ittiofauna in Europa e in Italia.Per quanto riguarda la Direttiva, vengono esaminati alcuni aspetti tecnici contenuti nell’Allegato V. Si riportano poi gli elementi essenzialidi un indice recentemente elaborato proprio per soddisfare quanto previsto dalla Direttiva: l’Indice dello Stato Ecologico delle ComunitàIttiche (ISECI). In conclusione, anche per recuperare il ritardo già accumulato dall’Italia, viene avanzata un’ipotesi operativa che tieneconto dell’utilizzazione delle comunità ittiche nelle attività di monitoraggio e nel raggiungimento degli obiettivi generali previsti dallaDirettiva.

PAROLE CHIAVE: Direttiva 2000.60.CE / fauna ittica / stato ecologico / monitoraggio.

Role of the fish fauna in applying the Directive 2000/60/ECIt is examined the role assigned from the Directive 2000/60/EC “Table for the community action in the subject of waters” to the fishfauna. Before discussing the fundamental aspects provided from the rules, it is discussed the taxonomic-ecological group fish fauna of theinland waters with particular reference to the Italian reality; therefore the list of the native taxa in Italy is reported. Finally it is discussedbriefly the state of the fish fauna in Europe and Italy.As far as the Directive is concerned, some of the technical aspects contained in the Annex V are examined. The essential aspects of arecently elaborated index are reported just to satisfy what is expected from the Directive: the Index of the Ecological State of the FishCommunities. In conclusion, in order to make up for the delay accumulated by Italy, it is carried out an operation hypothesis that reckonswith the use of the fish communities in the monitoring activities and in the reaching of the general objectives expected by the Directive.

KEY WORDS: Directive 2000.60.EC / fish fauna / ecological state / monitoring.

INTRODUZIONELa Direttiva 2000/60/CE istituisce un Quadro per

l’azione comunitaria in materia di acque tale da “impe-dire un ulteriore deterioramento, proteggere e miglio-rare lo stato degli ecosistemi acquatici e degli ecosiste-mi terrestri e delle zone umide direttamente dipendentidagli ecosistemi acquatici sotto il profilo del fabbiso-gno idrico” (art. 1.a). Per la classificazione dello statoecologico delle acque superficiali (fiumi, laghi, acquedi transizione, acque costiere) individua tre tipologie dielementi qualitativi (allegato V): elementi biotici; ele-

menti idromorfologici, a sostegno degli elementi bioti-ci; elementi chimico-fisici, a sostegno degli elementibiotici. Risulta evidente il ruolo primario assegnatodalla Direttiva agli elementi biotici. Per questi ultimivengono anche individuati i gruppi tassonomico-eco-logici da prendere in considerazione: composizione,abbondanza e biomassa del fitoplancton (non per ifiumi); composizione e abbondanza della flora acqua-tica, macrofite e fitobentos; composizione e abbon-danza dei macroinvertebrati bentonici; composizione,

Laboratorio di Ittiologia delle Acque Dolci – Contrada Ponte la Vetrina, 04010 Maenza (LT); [email protected]

ZERUNIAN S. - La fauna ittica nell’applicazione della Direttiva Quadro62

abbondanza e struttura di età della fauna ittica (nonper le acque costiere).

Alcuni dei gruppi tassonomico-ecologici individuatidalla Direttiva sono utilizzati da anni per valutare laqualità biologica di determinate tipologie di ecosistemidelle acque interne, quali ad esempio i corsi d’acqua. Ilgruppo usato con maggiore frequenza e con i miglioririsultati è sicuramente quello dei macroinvertebratibentonici, per il quale esiste un indice, l’Indice BioticoEsteso (IBE), concretamente applicabile alle acquecorrenti italiane (per una sintesi vedi GHETTI, 1997).

Per quanto riguarda la fauna ittica solo di recente,anche come risultato del dibattito scientifico stimolatodal Seminario di Trento organizzato dal CISBA nelfebbraio 2004, è stato messo a punto un indice (Indicedello Stato Ecologico delle Comunità Ittiche, ISECI)applicabile agli ecosistemi delle acque interne italiane(ZERUNIAN, 2004b); l’indice necessita di una fase spe-rimentale prima di poter essere concretamente applica-to a tutte le diverse realtà del nostro paese.

Per poter inquadrare lo scopo principale della Diret-tiva 2000/60/CE (impedire un ulteriore deterioramen-to, proteggere e migliorare lo stato degli ecosistemiacquatici …) nell’ambito della fauna ittica, è necessa-rio partire da alcune considerazioni sull’attuale stato diconservazione dei pesci delle acque interne europee edin particolare italiane. E ancor prima, è necessariodefinire il gruppo tassonomico-ecologico “fauna itticadelle acque interne” individuato dalla Direttiva.

LA FAUNA ITTICA DELLE ACQUE INTERNE“Fauna ittica” e “pesce” sono termini generici di uso

comune che non hanno un preciso significato zoologi-co. Considerando le acque interne europee possiamo

restringere il campo ai rappresentanti di due distinteclassi di vertebrati: i Ciclostomi (Cyclostomata) e iPesci Ossei (Osteichthyes). Per quanto riguarda le“acque interne”, esse sono il complesso dei corpi idricisuperficiali compresi entro la linea di costa. Conven-zionalmente si considerano “acque dolci” quelle chepresentano salinità inferiori allo 0,5‰. Non tutte leacque interne rientrano quindi nella categoria delleacque dolci; per questo è necessario definire chi sono ipesci d’acqua dolce e chi sono quelli delle acqueinterne, pur sapendo che non è sempre netto il confinefra i due gruppi.

I “pesci d’acqua dolce” sono l’insieme dei Ciclosto-mi e dei Pesci Ossei che compiono esclusivamente, oche sono in grado di compiere, il loro ciclo biologiconelle acque interne con salinità inferiore allo 0,5‰ equei pesci che svolgono nelle acque interne una faseobbligata del loro ciclo biologico. Per quanto riguardal’ittiofauna italiana, sono stati classificati in tre distintecategorie bio-ecologiche (GANDOLFI e ZERUNIAN, 1987):gli stenoalini dulcicoli, gli eurialini migratori obbligati,gli eurialini migratori facoltativi; nella tabella I sonoriportate le loro caratteristiche ed alcuni esempi.

I “pesci delle acque interne” sono un gruppo piùampio che comprende i pesci d’acqua dolce più alcunespecie di pesci marini eurialini che, pur potendo com-piere l’intero ciclo biologico in mare, frequentano conregolarità le acque interne estuariali e lagunari permotivi trofici. La fauna ittica delle acque interne italia-ne si compone di 63 taxa, riportati nella tabella II con lanomenclatura scientifica riferita alle più recenti revi-sioni sistematiche (ZERUNIAN, 2002, 2004a; ZERUNIAN eDE RUOSI, 2002); una delle specie, il Salmerino, an-drebbe però tolta dall’elenco perché secondo recenti

Tab. I. Classificazione bio-ecologica dei Pesci d’acqua dolce italiani. Tra parentesi sono riportati esempi di specie appartenenti a ciascunacategoria.

Stenoalini dulcicoli – Pesci strettamente confinati nelle acque dolci, dove svolgono l’intero ciclo biologicoa) ad ampia vagilità, cioè dotati di buone capacità di compiere spostamenti all’interno di un sistema idrografico (Barbo, Trota

marmorata)b) a ridotta vagilità, cioè dotati di modeste capacità di compiere spostamenti all’interno di un sistema idrografico (Cobite, Ghiozzo di

ruscello)

Eurialini migratori obbligati – Pesci migratori che compiono obbligatoriamente una fase del ciclo biologico in mare ed una nelle acquedolci

a) anadromi, che si riproducono nelle acque dolci e si accrescono in mare (Storione, Lampreda di mare)b) catadromi, che si riproducono in mare e si accrescono nelle acque dolci o, più in generale, nelle acque interne (Anguilla)

Eurialini migratori facoltativi – Pesci capaci di svolgere l’intero ciclo biologico sia nell’ambiente marino costiero che nelle acque dolci(a) e pesci che in parte dell’areale si comportano da stenoalini dulcicoli e in altra parte da eurialinimigratori anadromi (b)

a) lagunari ed estuariali (Ghiozzetto di laguna, Latterino)b) a diversa ecologia intraspecifica (Alosa, Spinarello)

ZERUNIAN S. - La fauna ittica nell’applicazione della Direttiva Quadro 63

Tab. II. I Pesci delle acque interne italiane. Nella colonna centrale sono evidenziati in neretto gli endemismi e i subendemismi. Nell’ultimacolonna è riportato un riferimento geografico relativo all’areale delle specie, semispecie e sottospecie endemiche o subendemiche: N,regioni del nord; C, regioni del centro; S, regioni del sud; I, una o entrambe le regioni insulari; per i subendemismi il riferimento geograficoè riportato fra parentesi. Con l’asterisco sono evidenziate le specie che frequentano le acque interne solo per motivi trofici.

CLASSE, ORDINE, Famiglia, Genere e Specie NOME COMUNE ITALIANO Endemismi (e subend.)

CYCLOSTOMATAPETROMYZONTIFORMES

PetromyzontidaePetromyzon marinus Linnaeus, 1758 LAMPREDA DI MARELampetra fluviatilis (Linnaeus, 1758) LAMPREDA DI FIUMELampetra planeri (Bloch, 1784) LAMPREDA DI RUSCELLOLampetra zanandreai Vladykov, 1955 LAMPREDA PADANA (N)

OSTEICHTHYESACIPENSERIFORMES

AcipenseridaeAcipenser sturio Linnaeus, 1758 STORIONEAcipenser naccarii Bonaparte, 1836 STORIONE COBICE (N)Huso huso (Linnaeus, 1758) STORIONE LADANO

ANGUILLIFORMESAnguillidae

Anguilla anguilla (Linnaeus, 1758) ANGUILLACLUPEIFORMES

ClupeidaeAlosa fallax (Lacépède, 1803) ALOSA e AGONE

CYPRINIFORMESCyprinidae

Rutilus pigus (Lacépède, 1804) PIGORutilus rubilio (Bonaparte, 1837) ROVELLA CRutilus erythrophthalmus Zerunian, 1982 TRIOTTO NLeuciscus cephalus (Linnaeus, 1758) CAVEDANOLeuciscus souffia muticellus Bonaparte, 1837 VAIRONE N/C/SPhoxinus phoxinus (Linnaeus, 1758) SANGUINEROLATinca tinca (Linnaeus, 1758) TINCAScardinius erythrophthalmus (Linnaeus, 1758) SCARDOLAAlburnus alburnus alborella (De Filippi, 1844) ALBORELLA (N/C)Alburnus albidus (Costa, 1838) ALBORELLA MERIDIONALE SChondrostoma soetta Bonaparte, 1840 SAVETTA NChondrostoma genei (Bonaparte, 1839) LASCA N/CGobio gobio (Linnaeus, 1758) GOBIONEBarbus plebejus Bonaparte, 1839 BARBO (N/C/S)Barbus meridionalis caninus Bonaparte, 1839 BARBO CANINO N/C

CobitidaeCobitis taenia bilineata Canestrini, 1865 COBITE N/CSabanejewia larvata (De Filippi, 1859) COBITE MASCHERATO N

BalitoridaeBarbatula barbatula (Linnaeus, 1758) COBITE BARBATELLO

ESOCIFORMESEsocidae

Esox lucius Linnaeus, 1758 LUCCIOSALMONIFORMES

SalmonidaeSalmo (trutta) trutta Linnaeus, 1758 TROTA FARIO e TROTA LACUSTRESalmo (trutta) marmoratus Cuvier, 1817 TROTA MARMORATA (N)

(continua)


CLASSE, ORDINE, Famiglia, Genere e Specie NOME COMUNE ITALIANO Endemismi (e subend.)

Salmo (trutta) macrostigma (Duméril, 1858) TROTA MACROSTIGMA (C/S/I)Salmo fibreni Zerunian e Gandolfi, 1990 CARPIONE DEL FIBRENO CSalmo carpio Linnaeus, 1758 CARPIONE DEL GARDA NSalvelinus alpinus (Linnaeus, 1758) SALMERINOThymallus thymallus (Linnaeus, 1758) TEMOLO

GADIFORMESGadidae

Lota lota (Linnaeus, 1758) BOTTATRICEMUGILIFORMES

MugilidaeMugil cephalus Linnaeus, 1758 CEFALO*Liza ramada (Risso, 1826) MUGGINE CALAMITA*Liza aurata (Risso, 1810) MUGGINE DORATO*Liza saliens (Risso, 1810) MUGGINE MUSINO*Chelon labrosus (Risso, 1826) MUGGINE LABBRONE*

ATHERINIFORMESAtherinidae

Atherina boyeri Risso, 1810 LATTERINOCYPRINODONTIFORMES

CyprinodontidaeAphanius fasciatus (Valenciennes, 1821) NONO

GASTEROSTEIFORMESGasterosteidae

Gasterosteus aculeatus Linnaeus, 1758 SPINARELLOSyngnathidae

Syngnathus acus Linnaeus, 1758 PESCE AGO*Syngnathus abaster Risso, 1810 PESCE AGO DI RIO

SCORPAENIFORMESCottidae

Cottus gobio Linnaeus, 1758 SCAZZONEPERCIFORMES

MoronidaeDicentrarchus labrax (Linnaeus, 1758) SPIGOLA*

PercidaePerca fluviatilis Linnaeus, 1758 PERSICO REALE

SparidaeSparus auratus Linnaeus, 1758 ORATA*

BlenniidaeSalaria pavo (Risso, 1810) BAVOSA PAVONE *Salaria fluviatilis (Asso, 1801) CAGNETTA

GobiidaePomatoschistus marmoratus (Risso, 1810) GHIOZZETTO MARMOREGGIATO*Pomatoschistus minutus elongatus (Canestrini, 1861) GHIOZZETTO MINUTO*Pomatoschistus canestrini (Ninni, 1883) GHIOZZETTO CENERINO NPomatoschistus tortonesei Miller, 1968 GHIOZZETTO DEL TORTONESE* (I)Knipowitschia panizzae (Verga, 1841) GHIOZZETTO DI LAGUNA (N/C)Knipowitschia punctatissima (Canestrini, 1864) PANZAROLO (N)Gobius niger jozo Linnaeus, 1758 GHIOZZO NERO*Gobius nigricans Canestrini, 1867 GHIOZZO DI RUSCELLO CPadogobius martensii (Günther, 1861) GHIOZZO PADANO (N)Zosterisessor ophiocephalus (Pallas, 1811) GHIOZZO GO’*

PLEURONECTIFORMESPleuronectidae

Platichthys flesus italicus (Günther, 1862) PASSERA* (N)

(continuazione)


considerazioni basate su dati storici e geologici è stataintrodotta in Italia alla fine del XV secolo (PICCININI etal., 2004).

STATO DELL’ITTIOFAUNA EUROPEANella gran parte del pianeta le acque interne sono

oggetto di molteplici usi da parte dell’uomo, legati avari bisogni primari e attività produttive quali l’approv-vigionamento di acqua potabile e per gli usi domestici,l’irrigazione dei terreni agricoli, la produzione di ener-gia elettrica, i cicli di produzione industriale, lo smalti-mento degli scarichi urbani e industriali allo stato liqui-do, il prelievo di inerti per l’edilizia, la pesca e l’ac-quacoltura; in molti casi queste utilizzazioni sono innetto contrasto l’una con l’altra, troppo spesso ci sonoinutili sprechi, quasi sempre non sono tenute in consi-derazione le esigenze delle comunità biotiche e dellesingole specie. I prelievi incontrollati di acqua e leattività antropiche che alterano le caratteristiche mor-fologiche e chimico-fisiche dei fiumi e dei laghi stannoportando a un evidente e diffuso degrado qualitativodegli ambienti delle acque interne, in particolare neipaesi industrializzati, con conseguenze negative per lecomunità biotiche e quindi per l’ittiofauna.

Circa lo stato di conservazione dell’ittiofauna inEuropa, analisi compiute da diversi specialisti concor-dano ampiamente nelle conclusioni (vedi ad esempio:MAITLAND, 1995; LELEK, 1996): negli ultimi 50 anni èdiventato sempre più evidente il declino della maggiorparte delle specie, sia in termini numerici che di areale;nelle regioni più industrializzate già negli anni ’60 e ’70molti corsi d’acqua che prima presentavano un’altadiversità ed abbondanza di specie sono stati oggetto diconsistenti deterioramenti e depauperamenti, culmi-nanti spesso in estinzioni locali. Le cause antropicheritenute responsabili della critica situazione sono leseguenti: trasformazioni dell’uso del suolo delle areeinteressate dai reticoli idrografici; opere di drenaggio ecanalizzazioni; trasformazione di alcuni fiumi in canalinavigabili; sbarramenti trasversali sui corsi d’acqua(dighe, chiuse, briglie, ecc); prelievi eccessivi e spre-chi di acqua per uso industriale, agricolo e civile;realizzazione di opere idrauliche, fluttuazione delle por-tate e scarichi di acque calde legate alla produzione dienergia elettrica; scarichi industriali ed urbani; acidifi-cazione delle acque; impianti di piscicoltura; pescaeccessiva ed attività gestionali collegate alla pescaprofessionale e sportiva; immissione deliberata o acci-dentale di specie aliene.

Per quanto riguarda la Regione Nord-Mediterraneaè stata rilevata una situazione critica: in quest’area 4specie risultano estinte, Phoxinellus handlirschi, Pho-xinellus egridiri, Chondrostoma scodrensis, Leuciscusturskyi, e 3 sono scomparse in una parte significativa

del loro areale, Chondrostoma genei dalla Slovenia,Acipenser naccarii dalla Croazia e dal Montenegro,Salmo dentex dalla Croazia; la gran parte delle specieendemiche risulta minacciata, rientrando nelle catego-rie in pericolo critico, in pericolo e vulnerabile del-l’IUCN, e solo 1/4 di esse può essere considerato nona rischio (CRIVELLI, 1996). Il numero di specie estintepotrebbe essere maggiore; analisi effettuate seguendoun approccio sistematico basato sul concetto filogene-tico di specie, che tende a riconoscere un numero dispecie maggiore rispetto a concezioni basate sullecaratteristiche biologiche ed ecologiche, evidenziano lapossibile estinzione di ben 12 specie: Eudontomyzonsp., Chondrostoma scodrense, Coregonus fera, C. hie-malis, C. confusus, C. restrictus, C. gutturosus, Salmoschiefermuelleri, Salvelinus inframundus, S. profun-dus, S. scharffi e Gasterosteus crenobiontus (KOTTE-LAT, 1998). In ogni caso i fattori ritenuti maggiormen-te responsabili del declino dei pesci delle acque internein Europa sono la distruzione degli habitat, l’inquina-mento, l’eccessivo prelievo di acqua per usi agricoli eurbani, l’immissione di specie aliene.

STATO DELL’ITTIOFAUNA ITALIANAL’ittiofauna italiana è ricca di endemismi (vedi tab.

II): 24 taxa vivono infatti esclusivamente nelle acqueinterne del territorio nazionale e, in alcuni casi, in fiumie laghi di paesi confinanti con il nostro (presentandoperò la gran parte del loro areale in territorio italiano).Lo stato di conservazione delle specie d’acqua dolce èstato da noi monitorato costantemente negli ultimi anni(ZERUNIAN, 1992, 1998, 2002; ZERUNIAN e GANDOLFI,1999; ZERUNIAN e TADDEI, 1996), con risultati semprepiù preoccupanti. Tenendo conto dei criteri e delledefinizioni dell’IUCN (1994) ed aggiornando le valuta-zioni da noi espresse nei precedenti lavori citati, emer-ge il seguente quadro: 4 specie potrebbero già essereconsiderate estinte nei nostri fiumi e laghi (Lampredadi mare, Lampreda di fiume, Storione, Storione lada-no); 4 specie, tutte endemiche o subendemiche, sonoin pericolo critico (Storione cobice, Trota macrostig-ma, Carpione del Fibreno, Carpione del Garda); 10sono in pericolo (Lampreda di ruscello, Lampredapadana, Agone, popolazioni indigene di Trota fario,Trota lacustre, Trota marmorata, Salmerino, popola-zioni indigene di Temolo, Panzarolo, Ghiozzo di ru-scello); 15 sono in condizione vulnerabile (Alosa,Pigo, Sanguinerola, Savetta, Lasca, Barbo canino, Co-bite mascherato, Cobite barbatello, Luccio, Nono, Spi-narello, Pesce ago di rio, Scazzone, Cagnetta, Ghiozzopadano); 13 sono a più basso rischio (Anguilla, Rovel-la, Triotto, Vairone, Alborella, Alborella meridionale,Gobione, Tinca, Barbo, Cobite, Persico reale, Ghioz-zetto cenerino, Ghiozzetto di laguna); solo 3 specie su


48, corrispondenti al 6,25%, possono essere conside-rate non a rischio (Cavedano, Scardola, Latterino).

Dalle nostre analisi emerge che la biodiversità deiPesci d’acqua dolce indigeni in Italia ha subìto unaconsistente erosione: oltre alle 4 specie probabilmenteestinte, un numero consistente (29 = 60,42%) è mi-nacciato rientrando nelle prime tre categorie di rischiodell’IUCN (in pericolo critico, in pericolo e vulnerabi-le); tra i pesci minacciati di estinzione ci sono 6 specieendemiche, 4 specie e due semispecie subendemiche.Altri 13 taxa, corrispondenti al 27,08% e comprenden-ti 4 endemismi e 3 subendemismi, risultano comunquein contrazione e sono stati inseriti nel gruppo a piùbasso rischio.

I Pesci d’acqua dolce italiani che possono essereconsiderati estinti e quelli che corrono i maggiori rischidi estinzione sono riconducibili a tre tipologie zoogeo-grafico-ecologiche:I. specie a distribuzione puntiforme, come il Carpione

del Garda e il Carpione del Fibreno;II. specie bentoniche stenoecie a ridotta vagilità, come

il Ghiozzo di ruscello, il Ghiozzo padano, il Panza-rolo, la Lampreda padana, la Lampreda di ruscelloe il Cobite mascherato;

III. specie che necessitano di migrazioni riproduttive ocomunque di spostamenti entro i corsi d’acqua perraggiungere le zone di frega, come lo Storione, loStorione cobice, lo Storione ladano, la Lampreda dimare, la Lampreda di fiume, l’Alosa, la Savetta e laLasca. Le specie stenoecie e quelle migratrici ana-drome potrebbero costituire nel loro insieme lespecie sensibili richiamate dalla Direttiva 2000/60/CE (vedi le parti riguardanti la fauna ittica nelle

tabelle 1.2.1, 1.2.2, 1.2.3 della direttiva).Le principali cause antropiche ritenute responsabili

della critica situazione in cui versa l’ittiofauna italianasono, in ordine di importanza: alterazioni degli habitat,inquinamento delle acque, introduzione di specie alie-ne, pesca condotta in modo eccessivo o con metodi ein tempi illegali, inquinamento genetico (ZERUNIAN,2002). In un recente lavoro (ZERUNIAN, 2003) sonostati individuati i taxa di maggiore interesse conserva-zionistico (Lampreda padana, Storione cobice, Trotamacrostigma, Carpione del Fibreno, Trota marmorata,Carpione del Garda, Panzarolo, Ghiozzo di ruscello) edavanzate proposte finalizzate ad invertire la tendenzanegativa in atto e scongiurare il rischio di estinzioneche corre una parte consistente e altamente significati-va dell’ittiofauna delle acque interne italiane.

COSA PREVEDE LA DIRETTIVALa parte tecnica della Direttiva 2000/60/CE è conte-

nuta nell’Allegato V: Stato delle acque superficiali. Fragli elementi biotici qualitativi che la direttiva stabiliscedi prendere in considerazione per la classificazionedello stato ecologico (punto 1.1) c’è la composizione,abbondanza e struttura di età della fauna ittica; talielementi sono specificatamente indicati per i fiumi(punto 1.1.1), i laghi (1.1.2) e le acque di transizione(1.1.3). Nelle tabelle 1.2.1, 1.2.2 e 1.2.3 dello stessoallegato vengono date definizioni dello stato ecologico“elevato, “buono” e “sufficiente” di fiumi, laghi edacque di transizione; si osservi che mentre per le primedue tipologie ecosistemiche la trattazione è particola-reggiata (tabb. 1.2.1 e 1.2.2), per le acque di transizio-ne appare piutosto lacunosa e, per alcuni aspetti, non

Tab. III. Parametri riguardanti la fauna ittica per la classificazione dello stato ecologico di fiumi e laghi secondo la Direttiva2000/60/CE (tabb. 1.2.1 e 1.2.2 dell’Allegato V).

Sato ecologico

ELEVATO: Composizione e abbondanza delle specie che corrispondono totalmente o quasi alle condizioni inalterate.Presenza di tutte le specie sensibili alle alterazioni tipiche specifiche. Strutture di età della comunità ittica chepresentano segni minimi di alterazioni antropiche e non indicano l’incapacità a riprodursi o a svilupparsi dispecie particolari.

BUONO: Lievi variazioni della composizione e abbondanza delle specie rispetto alle comunità tipiche specifiche, attribuibiliagli impatti antropici sugli elementi di qualità fisico-chimica e idromorfologica. Strutture di età della comunitàittica che presentano segni di alterazioni attribuibili a impatti antropici sugli elementi di qualità fisico-chimicae idromorfologica e, in alcuni casi, indicano l’incapacità a riprodursi o a svilupparsi di una specie particolareche può condurre alla scomparsa di alcune classi di età.

SUFFICIENTE: Composizione e abbondanza delle specie si discostano moderatamente dalle comunità tipiche specifiche acausa di impatti antropici sugli elementi di qualità fisico-chimica e idromorfologica. Struttura di età dellacomunità ittica che presenta segni rilevanti di alterazioni che provocano l’assenza o la presenza molto limitatadi una percentuale moderata delle specie tipiche specifiche.


corrispondente alla realtà (tab. 1.2.3). Nella tabella IIIsono riportati i parametri riguardanti la fauna ittica perla classificazione dello stato ecologico di fiumi e laghisecondo la Direttiva Quadro.

Per fornire uno strumento utile all’applicazione dellaDirettiva 2000/60/CE è stato recentemente elaboratoun indice relativo alla fauna ittica, che si basa e svilup-pa gli elementi contenuti nell’Allegato V: l’ISECI, Indi-ce dello Stato Ecologico delle Comunità Ittiche (ZERU-NIAN, 2004b).

In questo indice si tiene conto di due aspetti princi-pali: 1) la naturalità delle comunità, intesa come lanormale ricchezza determinata dalla presenza di tutte lespecie indigene attese in relazione al quadro zoogeo-

grafico ed ecologico e dall’assenza di specie aliene; 2)la buona condizione delle popolazioni indigene, intesacome la capacità di autoriprodursi ed avere normalidinamiche ecologico-evolutive. Nella tabella IV si ri-porta la tabella a doppia entrata che consente di calco-lare il valore numerico dell’ISECI; nella tabella V ripor-tiamo la tabella che consente la conversione dei valoridell’ISECI in livelli di stato ecologico.

IPOTESI OPERATIVAIl nostro paese è in ritardo nell’applicazione della

Direttiva 2000/60/CE, non avendo ottemperato a quantoprevisto dall’articolo 24 (attuazione): “gli Stati membrimettono in vigore le disposizioni legislative, regola-

Tab. IV. Calcolo del valore dell’Indice dello Stato Ecologico delle Comunità Ittiche.

¹) Silurus glanis²) Petromyzon marinus, Lampetra fluviatilis, Acipenser sturio, Huso huso³) Lampetra zanandreai, Acipenser naccarii, Rutilus rubilio, R. erythrophthalmus, Leuciscus souffia muticellus, Alburnus alburnus

alborella, A. albidus, Chondrostoma soetta, Ch. genei, Barbus plebejus, B. meridionalis caninus, Cobitis taenia bilineata, Sabanejewialarvata, Salmo(trutta) marmoratus, S. (trutta) macrostigma, S. fibreni, S. carpio, Pomatoschistus canestrini, Knipowitschia panizzae,K. punctatissima, Padogobius martensii, Gobius nigricans.

A) Tutte le popolazioni ben strutturate in classi di età e mostranti una sufficiente o buona consistenza demografica (presente, frequente,abbondante o dominante). Popolazioni dei generi Salmo, Thymallus, Esox e Barbus non ibride con popolazioni alloctone.

B) Tutte le popolazioni ben strutturate in classi di età e mostranti una sufficiente o buona consistenza demografica. Una o piùpopolazioni dei generi Salmo, Thymallus, Esox e Barbus ibride con popolazioni alloctone.

C) La maggior parte (più del 50%) delle popolazioni ben strutturate in classi di età e mostranti una sufficiente o buona consistenzademografica.

D) Il 50% o meno delle popolazioni ben strutturate in classi di età e mostranti una sufficiente o buona consistenza demografica.


mentari e amministrative necessarie per conformarsialla direttiva entro il 22.12.2003”. È perciò necessarioimpegnarsi concretamente e tempestivamente per re-cepire in modo concreto le finalità di questa norma.Tenendo conto dell’utilizzazione delle comunità ittichenelle attività di monitoraggio e nel raggiungimento degliobiettivi generali previsti dalla Direttiva, si avanza un’ipo-tesi operativa con relative scadenze:– entro il 2004 individuazione delle comunità ittiche

originarie in ogni distretto idrografico e delle speciedi interesse comunitario che ne fanno parte (AllegatoII della Direttiva 92/43/CE “relativa alla conservazio-ne degli habitat naturali e seminaturali e della flora edella fauna selvatiche”);

– entro il 2006 completamento della fase sperimentalein cui saggiare e validare un indice relativo all’ittiofau-na (quale l’Indice dello Stato Ecologico delle Comu-nità Ittiche) in un campione rappresentativo di eco-sistemi delle acque interne italiane; redazione di un

manuale di applicazione dell’indice;– entro il 2008 redazione di piani d’azione finalizzati alla

conservazione dell’ittiofauna, a livello di distrettiidrografici (con particolare riferimento alle speciedell’Allegato II della Direttiva 92/43/CE); individua-zione della rete di monitoraggio e prima raccolta didati sulle comunità ittiche (momento zero);

– entro il 2010 avviamento della rimozione delle causeche hanno determinato eventuali estinzioni locali dispecie ittiche; reintroduzioni faunistiche delle speciesensibili (stenoecie) eventualmente estintesi nei sin-goli distretti idrografici; redazione di piani di gestionedelle comunità ittiche; proseguimento del monitorag-gio;

– entro il 2012 proseguimento della rimozione dellecause che hanno determinato eventuali estinzionilocali di specie ittiche; verifica del successo dellereintroduzioni faunistiche e nuovi tentativi in caso diinsuccesso; proseguimento del monitoraggio.

Tab. V. Conversione dei valori dell’ISECI in livelli di stato ecologico.

(A) Le prime tre definizioni secondo la Direttiva 2000/60/CE(B) Descrizione dei primi tre livelli secondo la Direttiva 2000/60/CE, Tab. 1.2.1 dell’Allegato V, sintetizzato ed integrato(C) Per la rappresentazione cartografica


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Prospettive e problemi nello sviluppo di indici di qualitàecologica basati sul fitoplancton in relazioneall’applicabilità della Direttiva 2000/60/CE

Giuseppe Morabito

CNR Istituto per lo Studio degli Ecosistemi, Sezione di Idrobiologia ed Ecologia delle Acque Interne. L.go Tonolli 50 - 28922 Pallanza(VB). Fax 0323 556513; [email protected]

RiassuntoLa Direttiva Quadro 2000/60/CE presenta elementi fortemente innovativi per quanto riguarda il giudizio di qualità dei corpi idrici, basatosullo stato ecologico delle acque, definito a partire da parametri biologici. In questo contesto, l’assegnazione degli organismi algali a certeclassi di qualità assume un’importanza decisiva per la definizione dello stato ecologico. L’applicazione della Direttiva si scontra, tuttavia,con una realtà in cui si vogliono descrivere dei sistemi altamente imprevedibili, come quelli fitoplanctonici, avendo a disposizioneconoscenze sulle preferenze trofiche delle specie algali ancora troppo scarse e troppo contrastanti per permettere lo sviluppo di indici diqualità ecologica affidabili basati sul fitoplancton. Questo contributo presenta una panoramica delle classificazioni disponibili inletteratura, basate sulle esigenze trofiche degli organismi algali, tenendo presenti anche gli studi condotti nei corpi idrici italiani: i datisperimentali presentati servono per illustrare le difficoltà che si incontrano nell’associare le specie algali alle caratteristiche trofiche e neldefinire, per il fitoplancton, delle condizioni di riferimento in ambienti lacustri con differente tipologia. Infine, sono presentatesinteticamente le possibili future linee di ricerca verso la definizione di indici di qualità ecologica basati sul fitoplancton.

PAROLE CHIAVE: associazioni fitoplanctoniche / preferenze trofiche / indici di qualità / ambienti lacustri italiani

Problems and perspectives in developing phytoplankton-based ecological quality indexes according to the application of theEuropean Water Framework Directive 2000/60/CEThe core of the European Water Framework Directive (2000/60/CE) is an innovative approach for the evaluation of the ecological qualityof water bodies, whose classification depends on the structure of the biotic communities. Therefore, the possibility to identify clearrelationships between a phytoplankton assemblage and a spectrum of trophic features is of paramount importance to define theecological state of a water body. However, the application of the WFD must face the high degree of unpredictability of the planktonicsystems and the poorness of our knowledge on the trophic preferences of most phytoplankton species. In this respect, the developmentof a phytoplankton-based quality index appears as a very hard task. Starting from literature, this paper presents an overview of thetrophic classification based on the phytoplankton assemblages, taking into account also the studies carried out on Italian lakes: someexperimental data will be useful to illustrate what are the main problems arising in relating the species assemblage to the trophic featuresof different types of lacustrine environments, in particular when we must define the reference conditions. In conclusion, some possiblefuture research pathways towards the development of phytoplankton-based quality indexes are discussed.

KEY WORDS: phytoplankton assemblages / trophic preferences / quality indexes / Italian lakes

INTRODUZIONELa Direttiva Quadro 2000/60/CE presenta elementi

fortemente innovativi per quanto riguarda il giudizio diqualità dei corpi idrici: infatti, ai parametri biologici laDirettiva assegna un ruolo prioritario nella definizionedello stato ecologico delle acque.

Contrariamente a quanto avveniva nell’applicazionedi norme precedenti, in questo caso gli elementi diqualità idromorfologici e chimico-fisici influenzano la

classificazione solo attraverso i loro effetti sulle comu-nità biotiche. Al fine di poter classificare i corpi idricisecondo una scala di qualità, le caratteristiche dellecomunità biotiche devono essere confrontate con quelleproprie di comunità che vivono in ambienti dove ildisturbo è scarso o assente: è quindi necessario defini-re delle condizioni di riferimento per le comunità biolo-giche in ogni tipologia di lago.

MORABITO G. - Indici di qualità basati sul fitoplancton72

Poiché lo stato di qualità ecologica è determinatodallo scostamento della composizione specifica delcomparto biotico analizzato rispetto alle condizioni diriferimento, la classificazione di un corpo idrico dipen-de in modo critico dalla possibilità di descrivere lecondizioni di un ambiente non disturbato.

Allo stato attuale delle conoscenze sugli ecosistemiacquatici, è molto probabile che la definizione dellecondizioni di riferimento sarà basata, nella maggioran-za dei casi, sulla valutazione delle caratteristiche chimi-co-fisiche dei corpi idrici, in quanto questi parametrisono quelli che permettono di valutare, con un buonlivello di affidabilità, il grado di disturbo cui un sistemaacquatico è soggetto. Tuttavia, per una corretta appli-cazione della normativa, sarà indispensabile associarela presenza di certe specie ad un certo spettro dicondizioni qualitative ambientali. Questo processo pre-suppone il possesso di conoscenze affidabili sulla au-toecologia degli organismi coinvolti, in modo da riusci-re ad individuare le specie sensibili e quelle menosensibili ed essere in grado di mettere a punto degliindici basati su misure di composizione ed abbondan-za, quali, per esempio, la presenza o assenza di specieo gruppi di specie particolari, la ricchezza globale inspecie o l’abbondanza di gruppi particolari, il numerorelativo di taxa in particolari gruppi tassonomici, l’ab-bondanza, assoluta o relativa, di particolari specie ogruppi di specie.

Inoltre, la possibilità di fare previsioni su come unacomunità biotica cambia in relazione ad un disturbo,rappresenterebbe uno strumento importante per ana-lizzare uno scostamento dalle condizioni di riferimen-to. D’altro canto, anche in assenza di disturbi antropi-ci, le dinamiche del plancton sono soggette ad unaelevata variabilità naturale, legata ad eventi climatici edinterazioni trofiche (predazione, competizione), col ri-sultato che le condizioni biologiche sono molto difficilida prevedere. In particolare, le variazioni stagionali delfitoplancton possono essere marcate, soprattutto inambienti con un regime idrologico mutevole e diventaquindi difficile riconoscere una modesta deviazionedalle condizioni di riferimento se non si possiede già unaccurato quadro generale della dinamica delle succes-sioni algali in un certo ambiente.

Quindi, quando si tratta di esprimere un giudizio diqualità ecologica basato sulla composizione tassono-mica di una comunità fitoplanctonica, l’applicazionedella Direttiva 2000/60/CE diviene particolarmente pro-blematica, dovendo descrivere dei sistemi altamenteimprevedibili, come quelli fitoplanctonici. A questoproposito le affermazioni dei maggiori studiosi di eco-logia delle comunità fitoplanctoniche non sono inco-raggianti: come scriveva HARRIS (1980) oltre venti annifa, è quasi impossibile prevedere il risultato di una

successione fitoplanctonica. In tempi più recenti, REY-NOLDS (1997; 1999), pur sottolineando che più di unavariabile ambientale è in gioco quando una specie vieneattivamente selezionata, ritiene, tuttavia, che la domi-nanza di una specie non sia un evento casuale, ma siacondizionato dalle caratteristiche ecofisiologiche diquelle specie destinate a diventare dominanti. Ne con-segue che, per poter fare previsioni sulla comparsa oscomparsa di specie in una comunità algale, è necessa-rio possedere conoscenze approfondite sull’autoeco-logia degli organismi coinvolti. Come verrà discussonel paragrafo successivo, le informazioni attualmentedisponibili al riguardo sono relativamente scarse e, inalcuni casi, contraddittorie.

TROFIA ED ASSOCIAZIONIFITOPLANCTONICHE

Il primo a notare che ambienti lacustri con undiverso contenuto di nutrienti ospitavano comunitàfitoplanctoniche differenti fu NAUMANN (1919), il qualeaveva individuato quelle che lui stesso definì oligo-trophic ed eutrophic plankton formations. Qualcheanno più tardi, lo stesso NAUMANN (1931) propose unasuddivisione di organismi algali nelle due formazioni,non tanto in termini specifici, quanto piuttosto basatasui generi o su taxa superiori. Sebbene incompleta, laclassificazione di Naumann conteneva diversi elementidi validità e fu utilizzata come punto di partenza dadiversi autori successivi per distinguere le associazionifitoplanctoniche in ambienti lacustri di varia tipologia,situati in aree geografiche anche molto distanti tra loro.Partendo da queste osservazioni HUTCHINSON (1967)sviluppò il primo schema di associazioni fitoplanctoni-che con una suddivisione degli organismi che arrivava,in molti casi, fino alla specie. Alla fine degli anni ’70una ricerca compiuta su 332 laghi nel sud della Svezia(HÖRNSTRÖM, 1981; ROSÉN, 1981), nei quali vennerostudiate la composizione delle comunità fitoplanctoni-che insieme alle principali variabili chimiche e fisiche,permise di acquisire informazioni preziose sulle prefe-renze ecologiche di molte specie fitoplanctoniche e diassegnare, con una precisione accettabile, alcune diesse a tipologie ben definite di ambienti lacustri.

All’incirca nello stesso periodo Reynolds, analizzan-do una lunga serie di dati raccolti nei laghi dell’EnglishLake District, cominciò a formulare degli schemi diassociazioni fitoplanctoniche, caratterizzate dalla pre-senza di alcuni taxa dominanti (REYNOLDS, 1984). Poi-chè la dominanza di questi organismi è condizionatadall’occorrenza di uno spettro preciso di condizionitrofiche (REYNOLDS, 1997; 1999), essi possono svol-gere la funzione di indicatori della qualità ecologica diun ambiente lacustre. Gli schemi di associazione diReynolds sono stati ulteriormente raffinati nel corso

MORABITO G. - Indici di qualità basati sul fitoplancton 73

degli anni, fino alla revisione più recente (REYNOLDS etal., 2002), dove viene proposta una classificazionefunzionale del fitoplancton lacustre, individuando delleassociazioni algali ben codificate, che riuniscono orga-nismi con proprietà morfologiche e funzionali simili,naturalmente legate alle rispettive preferenze ecologi-che. Un esempio della classificazione proposta da Rey-nolds è riportato nella tabella I. I tipi di associazioni

fitoplanctoniche proposti da Reynolds sono il punto diriferimento principale per gli studiosi di fitoplanctonche si interessano di struttura ed evoluzione dellecomunità ed un confronto con questo modello è inevi-tabile e stimolante, anche perchè può riservare dellesorprese, tenendo conto che l’analisi di Reynolds ècentrata sulle associazioni algali dei laghi inglesi e nonnecessariamente è applicabile tal quale ad altre tipolo-

Tab. I. Esempio della classificazione funzionale del fitoplancton proposta da Reynolds. Sono riportati i codici che identificano ogniassociazione, gli habitat preferenziali e le specie più tipiche che le caratterizzano con le rispettive tolleranze e sensibilità ai fattori chimico-fisici (tratto da REYNOLDS et al., 2002).

Codice Habitat Rappresentanti tipici Tolleranze Sensibilità

C Laghi medio-piccoli, Asterionella formosa Luce, bassi livelli di C Esaurimento della siliceeutrofi, mescolati Aulacoseira ambigua reattiva, stratificazione

Stephanodiscus rotula

P Epilimnio laghi eutrofi Fragilaria crotonensis Scarsità di luce e C Esaurimento della siliceAulacoseira granulata reattiva, stratificazioneClosterium aciculare

T Epilimni profondi e Geminella, Mougeotia, Scarsità di luce Scarsità di nutrientiben mescolati Tribonema

S1 Acque torbide e rimescolate Planktothrix agardhii, Luce estremamente scarsa Elevato ricambio delle acqueLimnothrix redekei,Pseudanabaena

R Metalimnio di laghi Planktothrix rubescens, Luce bassa, forte segregazione Instabilitàmesotrofi stratificati P. mougeotii

Tab. II. Preferenze trofiche di alcune specie comunemente diffuse, secondo le indicazioni riportate dagli autori citati in tabella. Le sigleindicano, rispettivamente: O = Oligotrofia; M = Mesotrofia; E = Eutrofia.

Specie HUTCHINSON1967 HÖRNSTRÖM1981 ROSÉN1981 REYNOLDS et al.2002 SALMASO et al.2003

A. spiroides, A. circinalis E E EAnabaena flos-aquae O O M-EAphanizomenon sp. E E E E M-EAsterionella sp., A. formosa O O-M O-M E O-MAulacoseira distans O O OAulacoseira granulata E E E O-MCeratium hirundinella O O-M M-E E O-MCyclotella spp. O O O O-MDinobryon spp. O O-M O-M OFragilaria crotonensis O-E M E E O-MMicrocystis sp. E E E EOocystis sp., O submarina O O O EPlanktothrix agardhii O-M E M-E O-MPlanktothrix rubescens M O-MScenedesmus sp. E M E E ESnowella lacustris O O O-M-EStephanodiscus spp. O E E O-MT. flocculosa, T. fenestrata O O O O-MUroglena sp., U. americana O O-M O O


gie di ambienti lacustri. A titolo di esempio, nella tabellaII vengono presentate le preferenze trofiche di alcunespecie algali molto diffuse, incluse nelle associazionidescritte da HUTCHINSON (1967), HÖRNSTRÖM (1981),ROSÉN (1981) e REYNOLDS et al. (2002). Nell’ultimacolonna compaiono i risultati relativi alle preferenzetrofiche di alcune specie rinvenute nei laghi profondisubalpini italiani (Garda, Iseo, Como, Maggiore e Lu-gano), secondo uno studio condotto da SALMASO et al.(2003). Dal confronto emergono numerose analogietra le differenti classificazioni, come nel caso di Mi-crocystis spp. e Aphanizomenon spp., sempre asse-gnate ad ambienti eutrofi, o Cyclotella spp., Dino-bryon spp., Uroglena spp. e Tabellaria fenestrata/flocculosa, comunemente riconosciute come indica-trici di ambienti a bassa trofia. D’altro canto, accanto aquesti, vi sono anche alcuni esempi contradditori,come Asterionella sp., A. formosa ed Anabaena flos-aquae, indicate da REYNOLDS et al. (2002) come speciedi acque eutrofe, contrariamente a quanto riportano glialtri autori, oppure Fragilaria crotonensis, solitamentedescritta come tipico rappresentante di ambienti eutro-fi o meso-eutrofi, eppure spesso dominante in alcunilaghi profondi subalpini italiani oligo- o mesotrofi. Unaindicazione analogamente contrastante, ma in sensoopposto, viene anche dalla posizione di Oocystis sp. edOocystis submarina (Tab. II). Infine vi sono le specieche presentano una difficile collocazione trofica, comeCeratium hirundinella e Planktothrix agardhii.

In generale, gli sforzi rivolti a definire delle associa-zioni fitoplanctoniche in relazione alle esigenze ecolo-giche delle diverse specie, non sono sfociati nellaproduzione di un indice di qualità ecologica basato sulfitoplancton, fatta eccezione per l’indice trofico pro-posto da HÖRNSTRÖM (1981), che associa la frequenzadi comparsa di una certa specie ad un numero, dettoindice della specie: questo rappresenta l’affinità trofi-ca, calcolata a partire dalla presenza della specie inambienti con trofia differente, dove il biovolume me-diano viene preso come parametro indicatore dellostato trofico. Maggiore è l’indice della specie, maggio-re è la sua affinità per ambienti eutrofi. Una voltadefiniti questi parametri, l’indice viene calcolato comesegue:

IL = Σ (f Is) / Σ fdove:IS = Indice della specie S;f = frequenza della specie S (1-5) sulla frazione dicampione esaminato;1 = singolo individuo;2 = 2-10 individui;3= 10 - 40 individui;4 = 40 – 200 individui;5 = >200 individui.

Purtroppo non si trovano, nella letteratura scientifi-ca, esempi di applicazione di questo indice ed è difficilevalutarne l’affidabilità. Oltre a mostrare una variabilitàelevata in corrispondenza di un intervallo di biovolumeche varia tra 0,1 e 0,8 mm3 L-1 circa (per esempio, conun biovolume di fitoplancton di 0,3 mm3 L-1 l’indicevaria tra 12 e 51), l’indice presenta dei limiti al suoutilizzo, come riconosce lo stesso Hörnström: in parti-colare potrebbe essere poco attendibile in acque in cuiè recente l’inizio di una evoluzione trofica, dove cam-bia il volume del fitoplancton ma non cambia la com-posizione specifica, oppure in acque dove la composi-zione del fitoplancton è alterata da inquinamenti indi-pendenti dall’eutrofizzazione. Inoltre, l’uso dell’indicepuò essere problematico in casi in cui l’identificazionetassonomica delle specie dominanti è particolarmentedifficoltosa.

ESPERIENZE DI RICERCASUI LAGHI ITALIANI

Il CNR – Istituto per lo Studio degli Ecosistemi diPallanza (già Istituto Italiano di Idrobiologia) raccoglieda oltre 60 anni dati scientifici sulle comunità fitoplan-ctoniche di molti ambienti lacustri italiani, che vannodai laghi alpini d’alta quota, ai grandi laghi subalpini, aipiccoli bacini poco profondi del distretto subalpino, ailaghi vulcanici: lo spettro trofico è stato ampiamentecoperto in tutte le sue sfaccettature. Per alcuni diquesti ambienti esistono serie storiche decennali: soloper citare alcuni esempi, il Lago Maggiore viene inin-terrottamente studiato dal 1978, il Lago d’Orta dal1984, il Lago di Candia dal 1985. Tuttavia, questagrande quantità di informazioni disponibili sulla strut-tura e la dinamica del fitoplancton appare, in molti casi,insufficiente per individuare con precisione le comuni-tà di riferimento in ambienti a tipologia differente e,soprattutto, per individuare con sicurezza gli scosta-menti rispetto alla composizione specifica di riferimen-to nel momento in cui questi si presentano. Le ricerchecondotte hanno però messo in evidenza alcune pro-prietà generali degli ecosistemi lacustri, che potrebbe-ro aiutarci a capire se i dati di cui disponiamo possonoessere utilizzati per definire degli indici di qualità basatisul fitoplancton. È ormai piuttosto chiaro che i grandilaghi profondi e quelli piccoli e poco profondi hannomodalità e tempi di risposta molto differenti rispetto aduna perturbazione esterna. I laghi grandi e profondisolitamente mostrano una maggiore resistenza ai di-sturbi, sia su scale temporali brevi che lunghe. Inquesto tipo di sistemi è dunque più facile che si creinole condizioni che permettono ad una specie di coloniz-zare l’ambiente e divenire eventualmente dominante.Per questo motivo la successione fitoplanctonica può,con elevata probabilità, ripetersi con modalità simili da


un anno all’altro. Il fatto che i laghi profondi subalpinimostrino una composizione specifica simile per quan-to riguarda il gruppo delle specie dominanti (RUGGIU,1983; AMBROSETTI et al., 1992), sembra confermarel’ipotesi precedente. Ulteriori conferme vengono dalleosservazioni condotte nei laghi profondi a nord delleAlpi, dove, nell’arco di diversi anni ed anche a fronte dicambiamenti trofici, sono risultate dominanti sostan-zialmente le stesse specie rinvenute nei laghi profondisubalpini italiani: per esempio, nel Lago di Costanza(KÜMMERLIN, 1998), il periodo primaverile è caratteriz-zato dalla presenza delle diatomee pennate (Asterionel-la formosa, Fragilaria crotonensis), analogamente aquanto si osserva nei laghi di Como (BUZZI, 2002), diGarda (SALMASO, 2002) e Maggiore (MORABITO et al.,2002); mentre in estate è frequente ritrovare un’asso-ciazione in cui sono dominanti Planktothrix rubescense/o Fragilaria crotonensis, come evidenziato nei laghidi Costanza (LINDENSCHMIDT e CHORUS, 1998) e Zurigo(MICHELETTI et al., 1998), oltre che nei laghi di Como(BETTINETTI et al., 2000), Garda (SALMASO, 2000) eMaggiore (MORABITO et al., 2003). Una recente analisidelle associazioni fitoplanctoniche in alcuni dei laghiprofondi subalpini italiani (Garda, Iseo, Como, Mag-giore, Lugano) (MORABITO et al., 2002; 2003) condot-ta per la prima volta su un identico intervallo temporale(tra il 1995 ed il 2000) e su campioni prelevati edesaminati con modalità confrontabili, ha permesso diottenere importanti indicazioni sul fitoplancton di que-sti ambienti. Innanzitutto si è verificato che la succes-sione stagionale può verificarsi con modalità moltosimili e ripetibili da un anno all’altro: a titolo di esempiosi riporta nella tabella III la successione stagionale dellespecie dominanti osservata nel Lago Maggiore tra il1995 ed il 1999, da cui emerge chiaramente che moltedelle specie rappresentative compaiono con regolaritànei diversi momenti dell’anno, tanto che appare possi-bile individuare delle associazioni tipiche dei diversimomenti stagionali. Inoltre, un confronto sinottico trai cinque laghi esaminati (SALMASO et al., 2003) hapermesso di classificare le specie più importanti inrelazione al gradiente trofico di questi ambienti, for-nendo un quadro complessivo delle rispettive esigenzeecologiche.

Dunque, se, da un lato, la ricerca sembra fornireindicazioni promettenti per caratterizzare una comuni-tà di riferimento relativamente ai laghi profondi, dall’al-tro lato ottenere questo risultato per altre tipologie diambienti appare piuttosto difficoltoso: infatti, i laghipiccoli e/o soggetti ad un regime idrologico moltodinamico, rispondono più rapidamente a variazioni difattori alloctoni. Inoltre, questi ambienti, proprio acausa della loro bassa resistenza al disturbo, mostranospesso una elevata variabilità interannuale per quanto

riguarda la struttura delle comunità algali. Infine, i laghipoco profondi hanno spesso un regime termico pecu-liare che determina, in estate, la separazione di stratid’acqua epi- ed ipolimnetici, con caratteristiche chimi-che e biologiche che possono essere molto diverse traloro: in questi casi possono coesistere nello stessoambiente due comunità algali con caratteristiche moltodiverse.

Nella tabella IV sono riportati gli elenchi delle speciedominanti ritrovate in tre anni consecutivi di studiosull’eutrofo Lago di Alserio, un lago piccolo e pocoprofondo situato in Brianza, tra i due rami del Lago diComo: come si può notare, il numero delle speciesignificative è spesso elevato, indicazione del fatto cheanche ambienti con trofia alta, ma non estrema, posso-no mostrare una elevata biodiversità. Tuttavia, è facileosservare come siano relativamente poche le specieche si ripresentano periodicamente da un anno all’altro(quelle evidenziate in grigio), contrariamente a quantosi osserva per il Lago Maggiore (si veda la tabella III),a conferma della variabilità interannuale delle comunitàalgali nei piccoli ambienti e della difficoltà di identifica-re delle precise associazioni trofiche.

In conclusione, i dati disponibili per i laghi italianiconfermano alcuni limiti generali legati alla possibilitàdi utilizzare le alghe planctoniche come bioindicatori.In primo luogo, pochi laghi dispongono di serie stori-che sufficientemente lunghe per valutarne l’evoluzionetrofica e, di conseguenza, è difficile stabilire le condi-zioni di riferimento per la maggior parte delle tipologiedi ambienti lacustri. Le ricostruzioni paleolimnologi-che, attraverso l’analisi dei sedimenti lacustri, posso-no, almeno in parte, aiutare a capire quale fosse lastruttura di comunità nei decenni passati (per esempiosi veda RYVES et al., 1996), ma l’informazione che siottiene è rappresentativa solo per quegli organismialgali che lasciano tracce fossili (tipicamente diatomeee crisoficee). Le informazioni disponibili sulle prefe-renze trofiche di molte specie sono carenti e questoimpedisce di associare con certezza un organismo adun certo spettro di caratteristiche trofiche. Infine,mancano in letteratura esempi di associazioni fitoplan-ctoniche pienamente confrontabili con i nostri laghi: glischemi attualmente più completi (REYNOLDS et al.,2002) fanno riferimento, prevalentemente, a laghi di-versi da quelli italiani per caratteristiche morfologiche,chimico-fisiche e climatiche.

SVILUPPI E RICERCHE FUTUREUna valutazione delle richieste avanzate dalla Diretti-

va 2000/60/CE e delle informazioni oggi disponibilisulle comunità fitoplanctoniche degli ambienti lacustriitaliani, porta ad individuare alcune di quelle che po-trebbero essere le future linee di ricerca sul fitoplan-


Tab. III. Associazioni fitoplanctoniche nel Lago Maggiore negli anni 1995-1999. Sono riportate le specie dominanti (BV>10%, ingrassetto), sub–dominanti (5%<BV<10%, sottolineate) ed importanti (BV<5%). Evidenziate le specie presenti in più anni nella stessastagione. Le specie sono abbreviate come segue: Pla. rub., Planktothrix rubescens; Osc. lim., Oscillatoria limnetica; Aul.isl.hel., Aulacoseiraislandica morf. helvetica; Lim. sp., Limnothrix sp.; Mal. cau., Mallomonas caudata; Aul. amb., Aulacoseira ambigua; Cer. hir., Ceratiumhirundinella; Rho. min., Rhodomonas minuta; Rho. lac., Rhodomonas lacustris; Rhi. eri., Rhizosolenia eriensis var. morsa; Dia. ten.,Diatoma tenuis; Fra. cro., Fragilaria crotonensis; Mou. sp., Mougeotia sp.; Aph. cla., Aphanothece clathrata; Cyc. com., Cyclotellacomensis; Gym. sp., Gymnodinium sp.; Ast. for., Asterionella formosa; Cry. ero., Cryptomonas erosa; Sno. lac., Snowella lacustris; Ste.par., Stephanodiscus parvus; Chr. par., Chrysochromulina parva; Cyc. sp., Cyclotella sp.; Cry. sp., Cryptomonas sp.; Aph. flo.,Aphanothece floccosa; Uro. ame., Uroglena americana; Din. soc., Dinobryon sociale; Chroo. sp., Chroococcus sp.; Sph. sch., Sphaerocystisschroeteri; Gym. hel., Gymnodinium helveticum; Mon. cir., Monoraphidium circinale; Mon. con., Monoraphidium contortum; Ochro.sp., Ochromonas sp.; Aph. sp., Aphanocapsa sp.; Aph. del., Aphanocapsa delicatissima; Cyc. pra., Cyclotella praetermissa; Tha. pse.,Thalassiosira pseudonana; Cyc. com./gor., Cyclotella comensis/gordonensis; Tab. flo., Tabellaria flocculosa; Per. wil., Peridinium willei(da MORABITO et al., 2002).


Tab. IV. Associazioni fitoplanctoniche nel Lago di Alserio nel periodo 2000-2002. Sono riportate le specie dominanti (BV>10%, ingrassetto), sub–dominanti (5%<BV<10%, sottolineate) ed importanti (BV<5%). Evidenziate le specie presenti in più anni nella stessastagione. Le specie sono abbreviate come segue: Cyc. oce., Cyclotella ocellata; Chlor. sp., Chlorella sp.; Ste.han., Stephanodiscushantzschii; Chro. sp., Chroomonas sp.; C.ero.ref, Cryptomonas erosa var. reflexa; Sch.set., Schroederia setigera; Ooc.lac., Oocystislacustris; Mel.var., Melosira varians; Cry.ova., Cryptomonas ovata; Ooc.bor., Oocystis borgei; Clo.acu., Closterium acutum; Kata sp.,Katablepharis sp.; Din.div., Dinobryon divergens; Ela.gel., Elakatothrix gelatinosa; Pan.mor., Pandorina morum; Wor.nae., Woronichinianaegeliana; Pha.len., Phacotus lenticularis; Kat.ova., Katablepharis ovalis; Mer.ten., Merismopedia tenuissima; Ank.anc., Ankyra ancora;Mer. hya., Merismopedia hyalina, Ooc.nae, Oocystis naegeli; Per.wil., Peridinium willei; Sce.obt., Scenedesmus obtusus; Coe.mic.,Coelastrum microporum; Phor.sp., Phormidium sp.; Pseu. sp., Pseudanabaena sp.; Ana.vig., Anabaena viguieri; Ach.lan., Achnanteslanceolata; Mic.aer., Microcystis aeruginosa; Cor.cho., Coronastrum chodatii; Meris.sp., Merismopedia sp.; Ana.flo., Anabaena flos-aquae; Cry.obo., Cryptomonas obovoidea; Cry.fas., Cryptomonas faseolus; Chlam.sp., Chlamydomonas sp.; Micr.sp., Microcystis sp.;Sce.lin., Scenedesmus linearis; Sta.gra., Staurastrum gracile; Sce.qua., Scenedesmus quadricauda; Tet.alt., Tetrachlorella alternans;Spi.jen., Spirulina jenneri; Mer.mar., Merismopedia marssonii; Lyng. sp., Lyngbya sp.; Coe.sph., Coelastrum sphaericum; Cer.fur.,Ceratium furcoides; Aphan. sp., Aphanothece sp.; Leptol.sp., Leptolyngbya sp.; Coe.ret., Coelastrum reticulatum; Mal.aca., Mallomonasacaroides; Lepo.sp., Lepocinclis sp.; Mic.wes., Microcystis wesembergii; Coe.pol., Coelastrum polychordum. Per le altre specie, si vedaTabella III.


cton per poter utilizzare le alghe come bioindicatoricon un buon livello di affidabilità.

Innanzitutto è necessario procedere ad una analisidettagliata delle associazioni fitoplanctoniche in laghicon caratteristiche diverse: tale analisi, almeno in unafase iniziale, potrebbe prendere in considerazione i datidisponibili in letteratura, per cominciare a tracciare unquadro delle comunità algali in diverse tipologie diambienti lacustri, associando specie e condizioni trofi-che.

In seguito, sarà necessario sviluppare dei criteri og-gettivi, anche attraverso l’utilizzo di parametri e teststatistici, per poter stabilire in quali condizioni una co-munità algale è significativamente diversa da quella indi-viduata per le condizioni di riferimento: quante specieconsiderare nel confronto? Quanti individui conteggiareper le specie rappresentative? A quale livello di abbon-danza e/o biovolume proporzionale arrivare? Quali me-todi statistici utilizzare per confrontare due campioni?

Inoltre sarà necessario individuare alcune speciesensibili e/o resistenti ai fattori critici di pressione

antropica (per es. eutrofizzazione, acidificazione): a talfine, oltre all’esame della letteratura, potrebbe essereutile un monitoraggio degli effetti dovuti ad inquina-mento sulla struttura delle comunità algali.

Le indicazioni raccolte attraverso queste indaginipotranno rappresentare un valido punto di partenza perla costruzione di indici quantitativi basati sulla presen-za/assenza di specie fitoplanctoniche indicatrici.

In chiusura, mi sembra significativo riportare un’os-servazione di IRVINE et al. (2000), che in un rapportodella Environmental Protection Agency irlandese, rela-tivo alla organizzazione delle attività di monitoraggio ericerca per l’applicazione della Direttiva 2000/60/CE,rilevano che l’introduzione della WFD potrebbe impor-re richieste eccessive per risorse in gran parte limitatee, inoltre, che la pianificazione, la ricerca ed il monito-raggio associati con l’applicazione della WFD potran-no essere difficilmente soddisfatti con le risorse uma-ne e finanziarie disponibili in Irlanda.

È lecito pensare che questa considerazione possavalere anche al di fuori dei confini irlandesi ...

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La comunità fitoplanctonica del lago Sirio di Ivrea

Mario Pannocchia1*, Francesca Bona2, Albino Defilippi1

1 ARPA Piemonte, Dipartimento di Ivrea, Via Jervis, 30 – 10015 IVREA (TO)2 Università degli Studi di Torino, Dipartimento di Biologia Animale, via Accademia Albertina, 13 - Torino* Referente per la corrispondenza: [email protected]

RIASSUNTOIl lago Sirio è un piccolo lago prealpino, relativamente profondo e con un tempo di ricambio delle acque elevato. È un lago dimittico e, nelperiodo di stratificazione, l’epilimnio si presenta con una sovrassaturazione di ossigeno, mentre l’ipolimnio è in completa anossia. I valoridi concentrazione dei nutrienti, negli ultimi 10 anni, secondo le tabelle dell’allegato 1 del D. Lgs. 152/99, identificano lo stato ambientaledel lago come pessimo. Per poter caratterizzare le successioni delle comunità algali sono stati prelevati, dal gennaio 2001 al luglio 2003,con cadenza mensile, campioni a diverse profondità (superficie, 2, 4, 6, 8 e 10 m) nel punto corrispondente alla massima profondità dellago. L’analisi delle dinamiche stagionali delle comunità, confrontati gli andamenti dei parametri chimici, fisici e meteorologici, hapermesso di individuare delle similitudini fra alghe appartenenti ai gruppi delle Dinophyta e delle Conjugatophyceae e fra Crysophyta,Clorophyta e Cryptophyta, mentre i gruppi delle Euglenophyta e dei Cianobatteri hanno presentato andamenti diversi. La densità totaledelle alghe presenti nel lago ha un andamento ciclico, con valori minimi nei mesi invernali e massimi in piena estate. Ad alti valori di densità,corrispondono spesso bassi valori degli indici di Shannon e di Evenness, mentre in presenza di valori medio bassi di densità, i valori diquesti due indici tendono a salire, sottolineando come alcuni fattori ambientali favoriscano l’instaurarsi di fioriture monospecifiche.

PAROLE CHIAVE: Fitoplancton / successioni stagionali / parametri ambientali / indici di biodiversità

Phytoplankton Community in Sirio lakeSirio lake is a small prealpine lake, rather deep with a long resident time. It is a dimictic lake and during the summer stratification theepilimnion is oversatured of dissolved oxigen, while the hypolimnion is completely anoxic. Nutrients concentration values, in the lastdecade, following the limits of D. Lgs. 152/99, place this lake in the worse quality class. In the aim of characterizing the phytoplanktoniccommunity, samples were collected monthly at different depths (surface, 2, 4, 6, 8 and 10 m) in the site correspondent at the maximumdeep of the lake. The study of seasonal dynamics of the algal community, compared with dynamic of chemical, physical andmeteoclimatic parameters, shows similarities between algae owing to taxa of Dinophyta and Conjugatophyceae and between Cry-sophyta, Chlorophyta and Cryptophyta, while Euglenophyta and Cyanobatteria show a different ecological cycle. Total density ofphytoplankton community shows higtest values in summer and lowest values in winter, but the comparison between these values andthe correspondent values of Shannon and Evenness indices remark the role of the environmental conditions in the monospecific blooms.

KEY WORDS: Phytoplankton / seasonal succession /environmental parameters / diversity index

INTRODUZIONEIn un lago la composizione della comunità plancto-

nica è determinata dalle fluttuazioni di variabili ambien-tali molto diverse tra loro, quali l’irraggiamento solaree la concentrazione di nutrienti disponibili. La variazio-ne simultanea di questi fattori rende estremamentedifficoltosa l’interpretazione e la valutazione dei singolicontributi.

Molti studi hanno evidenziato l’importanza del flus-so medio di nutrienti (determinato dallo stato troficodel corpo d’acqua, dall’apporto esterno e dalla rigene-

razione), l’irraggiamento luminoso incidente e la tem-peratura. STROSS e PEMRICK (1974) hanno dimostratoche le specie di fitoplancton presentavano differentiperiodicità diurne di assunzione dei nutrienti e poteva-no quindi utilizzare lo stesso flusso di nutrienti in modidel tutto diversi.

Lo scopo di questo studio è quello di descriverecome diverse specie riescano a coesistere pur rispon-dendo con strategie differenti alle fluttuazioni dell’am-biente in cui vivono, ed è stata pertanto studiata la

PANNOCCHIA et al. - La comunità fitoplanctonica del lago Sirio di Ivrea82

relazione tra la successione delle comunità algali, levariazioni dei parametri relativi alle condizioni meteo-rologiche e le concentrazioni di nutrienti.

Come area di studio è stato individuato il lago Sirio,un piccolo lago situato all’interno dell’Anfiteatro Mo-renico di Ivrea, nella parte nord-est della provincia diTorino. La superficie del lago è pari a 0,3 km2, laprofondità massima 46,5 m, la profondità media 24 m,il tempo teorico di ricambio delle acque 5,7 anni.L’ecoscandaglio utilizzato per i rilievi batimetrici hapotuto inoltre evidenziare uno strato di limo sedimenta-to che ricopre il fondale in modo non omogeneo sia perspessore che per densità. Il lago Sirio non ha immissa-ri, ed è alimentato dalle acque raccolte nel bacinoimbrifero che drenano attraverso i terreni, per lo piùboschivi, che lo circondano. L’unico emissario è atti-vo solo in periodi di intense precipitazioni. Il lago èclassificabile dal punto di vista termico come dimitti-co, con due periodi di completo rimescolamento: ilprimo in primavera, successivamente allo scioglimen-to dello strato di ghiaccio che solitamente ricopre il lagoin gennaio, e il secondo nel tardo autunno-inverno.

Molti lavori (DEFILIPPI et al., 1997, 2000, 2001;CALDERAIO 1998; DE BERNARDI et al.,1980; RIVA ROVE-DA, 1999) concordano nell’individuare una situazionedi deterioramento dello stato trofico e, quindi, unalenta evoluzione verso uno stato di eutrofia. Negliultimi anni le campagne di monitoraggio effettuateannualmente dall’ARPA di Ivrea, evidenziano un ral-lentamento di questo processo di eutrofizzazione, gra-zie anche ai recenti lavori di canalizzazione delle con-dotte fognarie intorno al perimetro del lago.

MATERIALI E METODIIn questa ricerca sono stati esaminati campioni

raccolti mensilmente nel 2001, nel 2002 e nei primi 7mesi del 2003, a diverse profondità: superficie, 2, 4, 6,8, 10 metri, nel punto corrispondente alla massimaprofondità del lago, per un totale di 30 campioni.

I dati relativi alla comunità algale sono stati confron-tati con quelli relativi a parametri fisici e chimici, quali:trasparenza, ossigeno disciolto, temperatura, pH, azo-to e fosforo. L’analisi della comunità algale è stataeffettuata su campioni integrati preparati con aliquotederivanti dai vari campioni, successivamente fissaticon una soluzione di Lugol e analizzati con un micro-scopio invertito modello Zeiss Axiovert 10, in cuvetteda 10 mL.

I parametri analizzati sono stati: la densità dei phylaalgali, espressa in cell/mL, la biodiversità calcolata conl’indice di Shannon, l’equiripartizione calcolata conl’indice di Evenness, la densità delle comunità delfitoplancton, espressa in cell/mL, la radiazione solaretotale media relativa ai dati dei 7 giorni precedenti il

campionamento, espressa in W/m2, la velocità delvento relativa ai dati medi dei 7 giorni precedenti ilcampionamento, espressa in m/s, le precipitazioni,considerando la somma dei mm di pioggia relativi aidati dei 7 giorni precedenti il campionamento, la tem-peratura media dei primi 10 m della colonna d’acqua,l’ossigeno disciolto calcolando i valori medi nei primi10 m della colonna d’acqua, espressi in percentuale disaturazione, l’azoto totale (organico + inorganico) invalori medi dei primi 10 m della colonna d’acqua,espressi in mg/L e il fosforo reattivo con i valori medidei primi 10 m della colonna d’acqua, espressi in μg/L.

Per il riconoscimento sono state utilizzate diversefonti tra le quali: TIFFANY e BRITTON (1951), BOURELLY(1966, 1968, 1970), HILLEBRAND et al. (1999) ANA-GNOSTIDIS e KAMAREK (1988) e STREBLE e KRAUTER(1984). Il riconoscimento è stato effettuato a livello dispecie; in alcune elaborazioni i dati sono stati raggrup-pati a livello di phylum. Alcuni studi (WOFSY 1983,BANNISTER e LAWS 1980, HARRIS 1978) sulla capacitàdelle popolazioni algali di adattarsi alle variazioni dellecondizioni ambientali, hanno dimostrato che le caratte-ristiche del metabolismo e quindi la risposta in terminidi crescita cellulare e della popolazione erano correlatealle condizioni ambientali della settimana precedente ilprelievo. Per questo motivo i dati sulle condizionimeteo presi in esame in questo studio, corrispondonoalla media o alla somma (precipitazioni) dei dati meteodella settimana che ha preceduto il giorno del campio-namento.

I dati meteoclimatici sono derivati da due centralinedel Dipartimento ARPA di Ivrea che utilizzano il pro-gramma PROMETEO C per la gestione locale dei datie che montano sensori della meteo Micron, modelli:Pluvb (Pluviometro), Step (Temperatura dell’aria),SVDV.0/2 (Velocità e direzione del vento), PR-PIR 4/20 (Radiazione solare globale) e Sensore meteo EPLABmod. TUVR (Radiazione ultravioletta). I dati sonopresi in continuo ma vengono mediati sull’ora al mo-mento dell’archiviazione con il programma DATA-PRO.

I dati relativi alla composizione della comunità sonostati elaborati mediante la cluster analysis e l’analisidelle componenti principali (CCA: TER BRAAK, 1986).Le elaborazioni statistiche sono state effettuate con iprogrammi: Microsoft Excel (Office 2000), Systatvers. 10 (SPSS 2000), Biodiversity Pro (MC ALEE-CE,1997) e PC-ord (MC CLUNE e MEFFORD, 1999).

RISULTATIPer valutare quantitativamente e qualitativamente

l’andamento della densità algale e la composizione dellacomunità, i dati sono stati rappresentati nei diagrammidi figura 1 e 2.

PANNOCCHIA et al. - La comunità fitoplanctonica del lago Sirio di Ivrea 83

I dati riportati nella figura 1 evidenziano un anda-mento ciclico del valore di densità totale, con valoriminimi corrispondenti ai mesi invernali, e valori massi-mi in piena estate. Se confrontiamo questi dati conquelli relativi agli indici di biodiversità, notiamo unacorrelazione inversa. Quindi si può supporre che alcu-ni fattori ambientali agiscano prevalentemente su alcu-ni gruppi algali influenzando negativamente l’equilibrioin specie della comunità e provocando l’affermazionedi specie dominanti. La ciclicità dei vari anni è menoevidente se si confrontano gli andamenti degli indici dibiodiversità (Fig. 2).

Dall’analisi dell’andamento di questi indici si puòcomunque notare che in diversi mesi il valore dell’indi-ce di Shannon si avvicina a 3, che è ritenuto un valoremoderatamente alto (Fig. 2); questo indica che almenoin alcuni periodi la comunità algale del lago presenta unbuon livello di biodiversità. Il confronto tra le comunitàalgali nei mesi di gennaio degli anni 2001 e 2003 nonevidenzia differenze significative. Il gruppo dominanteè quello dei Cianobatteri, mentre gli altri taxa presenta-no valori di densità molto bassi. Le popolazioni sonorisultate complessivamente molto povere sia per nu-mero degli individui, che per numero di specie presen-ti, come confermato dai valori degli indici di biodiver-sità. Le condizioni meteoclimatiche relativamente sta-bili, nella settimana che ha preceduto il campionamen-to, unitamente ad alti valori di concentrazione di nu-trienti ed in particolare del fosforo, potrebbero esserela causa della fioritura di cianobatteri che, pur nonessendo rara, non è tipica di questo periodo dell’anno.

L’analisi dei campionamenti effettuati in febbraionei tre anni, ha evidenziato densità algali molto bassecon lievi differenze nella composizione della comunitàalgale da un anno all’altro, infatti nel 2001 il gruppodominante è rappresentato dalle Clorophyta, nel 2002dalle Cryptophyta e nel 2003 dalle Cyanophyta.

Anche il mese di marzo 2001 è caratterizzato da unabassa densità algale. I valori degli indici di biodiversità,dimostrano una discreta ricchezza in specie ma unoscarso equilibrio nella comunità algale. Il mese dimarzo 2002, invece, è caratterizzato da un’alta densi-tà, dovuta essenzialmente al gruppo delle Cyanophyta,con una discreta presenza di Cryptophyta (Rhodomo-nas sp. e Cryptomonas sp.).

I campionamenti di aprile sono stati preceduti dacondizioni meteoclimatiche simili per tutti e tre gli anni,mentre i dati chimici dimostrano che, a differenzadell’anno precedente, nell’aprile 2002 la colonna d’ac-qua non si era ancora completamente stratificata. Laproduzione primaria, nello stesso mese, è dovuta prin-cipalmente ad alghe appartenenti al gruppo delle Clo-rophyta, anche se si registra una significativa presenzadi Crysophyta e Cryptophyta. La comunità è equilibra-

ta, come dimostrano i valori degli indici di biodiversità.Il mese di maggio evidenzia importanti differenze nellastruttura delle comunità algali. I valori più alti di densi-tà, relativi agli anni 2001 e 2002 sono dovuti, inentrambi i casi, principalmente al gruppo dei Cianobat-teri, che dominano la popolazione dei due campioni. Lascarsa presenza di cellule appartenenti a questo grupponel maggio 2002, favorisce un equilibrio maggiore trale specie, e quindi un significativo miglioramento deivalori degli indici di biodiversità misurati. Per quantoriguarda le condizioni meteoclimatiche, l’unico datoche si differenzia nei tre mesi considerati, è quellorelativo alle precipitazioni, che registra un valore relati-vamente alto nel mese di maggio 2002. I dati chimicimostrano condizioni equiparabili per i mesi di maggiodel 2002 e 2003, mentre il campione di maggio del2001 si differenzia per una concentrazione di fosfororeattivo minore. Per quanto riguarda i mesi di giugno2001 e 2003, questi indici evidenziano una situazioneparticolarmente positiva in termini di diversità tra taxaed equilibrio nella composizione della comunità, con

Fig. 1. Fluttuazioni mensili della densità totale, espressa in cell/mL della popolazione algale nel periodo gennaio 2001-luglio 2003.

Fig. 2. Fluttuazioni mensili dei valori degli indici di Shannon eEvenness, nel periodo gennaio 2001-luglio 2003.


valori di densità molto simili. Le condizioni meteo sonoequivalenti per alcuni parametri; solo il dato relativoalle precipitazioni nel mese di giugno 2001 è significa-tivamente più basso degli altri. Per quanto riguarda idati chimici, si registra una notevole differenza nelleconcentrazioni dei nutrienti e dell’ossigeno disciolto enei rapporti tra questi valori. I dati di densità fitoplan-ctonica relativi ai mesi di luglio, mostrano una nettadominanza di Cianobatteri, com’è tipico dei mesi estiviin laghi soggetti a lunghi periodi di stratificazione ter-mica. Nel campione di luglio 2001 questa dominanza èancora più accentuata. Lo stesso campione presentauna densità complessiva estremamente elevata, che èdoppia rispetto a quella determinata negli anni succes-sivi, e tale abbondanza è dovuta quasi esclusivamenteai Cianobatteri.

Nell’agosto dell’anno 2001 la scarsa densità deiCianobatteri ha favorito una maggior ricchezza in nu-mero di specie e quindi un discreto equilibrio nellacomunità, come testimoniato dai relativi valori degliindici utilizzati, mentre gli stessi indici descrivono unasituazione molto differente, sostanzialmente peggiore,nell’anno successivo.

La situazione riscontrata nel mese precedente, sem-bra essersi mantenuta nel mese di settembre. La nettadominanza del gruppo dei Cianobatteri dell’agosto 2002,diventa ancora più marcata nel mese di settembre e idati dimostrano che anche nel 2001 la biodiversità nellacomunità di agosto si è evoluta nello stesso modo,anche se il gruppo più rappresentato, in questo caso èquello delle Clorophyta. Queste dominanze nelle popo-lazioni algali sono evidenziate con il calcolo degli indicidi biodiversità che, infatti, registrano valori molto bas-si. Anche le condizioni meteo e i dati chimici sembranoidentificare una situazione complessiva molto simile aquella descritta in agosto.

La comunità dei mesi precedenti sembra esseretotalmente cambiata nei mesi di ottobre 2001 e 2002.In particolare, per quanto riguarda il 2001, c’è daregistrare un’importante fioritura di Cianobatteri e unaquasi totale scomparsa delle cellule degli altri gruppialgali. Questa dominanza è sottolineata da valori moltobassi dei due indici di diversità.

Per quanto riguarda le condizioni meteo, l’unicodato significativo riguarda la settimana che ha prece-duto il campionamento dell’ottobre 2002, nel corsodella quale si sono registrate intense precipitazioni.Queste hanno creato una situazione di grande instabili-tà negli strati più superficiali della colonna d’acqua,che ha dato inizio alla fase di rimescolamento autunna-le, come testimoniato anche dai dati chimici.

Le comunità del mese di novembre, nel 2001 e nel2002, sono caratterizzate da un buon valore degli indicidi diversità e di equiripartizione, ma la densità indica

una popolazione numericamente molto scarsa. Questecomunità sono caratterizzate da rapporti tra valori diabbondanza dei vari gruppi molto diversi. Diversesono anche le condizioni atmosferiche che hanno in-fluenzato lo sviluppo di questi popolamenti, infatti ilnovembre 2001 è stato caratterizzato da una radiazionesolare più scarsa e una piovosità più alta del corrispon-dente mese nel 2002.

I valori dei parametri chimici e fisici della colonnad’acqua che hanno caratterizzato l’ambiente in cui èstato prelevato il campione di novembre si sono man-tenuti in dicembre, mentre notevoli variazioni sonostate registrate per quanto riguarda le condizioni me-teoclimatiche. Nella comunità algale queste fluttuazionisono state accompagnate da un’alternanza nella com-posizione in specie della comunità. Per quanto riguardail 2001, infatti, il gruppo dominante è rappresentatodalle Cryptophyta, seguito dalle Pirrophyta e dalle Clo-rophyta, mentre, per il 2002 è stata mantenuta unanetta dominanza di alghe appartenenti al gruppo delleCryptophyta. In questo anno, si è registrata una signi-ficativa ed anomala fioritura di cellule appartenenti algruppo delle Euglenophyta.

DISCUSSIONELa Cluster Analisys relativa agli andamenti mensili

delle densità dei vari gruppi algali (Fig. 3), evidenziauna significativa differenza del ciclo stagionale delleEuglenophyta rispetto alle alghe appartenenti ad altriphyla.

Si può notare, invece, una correlazione fra il com-portamento delle cellule appartenenti al phylum dellePirrophyta e a quello delle Conjugatophyceae. Questidue gruppi dimostrano in effetti una certa similitudinemorfologica, in quanto composti entrambi da cellulerelativamente grandi, e quindi fisiologica, poiché lagrossa taglia presuppone grandi capacità di accumuloe quindi una buona capacità di sopportare condizioniambientali variabili. Queste cellule adottano una strate-gia k riproduttiva, hanno tassi di crescita bassi eimpiegano un certo tempo a raggiungere la taglia suffi-ciente per potersi riprodurre. I tre gruppi descrittihanno dimostrato un picco significativo nel febbraiodel 2002. Questo campionamento presenta una carat-teristica particolare, poiché è stato effettuato dopo unperiodo di congelamento dello strato superficiale delleacque del lago. La copertura di ghiaccio determinacondizioni molto particolari per le acque del bacino: lastratificazione risulta invertita rispetto a quanto avvie-ne nel periodo estivo, per cui lo strato relativamentepiù caldo si trova in profondità; il ghiaccio, inoltre,proteggendo le acque dall’azione del vento, impediscela formazione di moti turbolenti che, oltre a ossigenarela superficie, contribuiscono a mantenere in sospen-

PANNOCCHIA et al. - La comunità fitoplanctonica del lago Sirio di Ivrea 85

sione alcune specie di alghe. In queste condizioni lespecie più pesanti non flagellate tendono a sedimenta-re, mentre quelle dotate di flagelli, o quelle capaci dinuotare, come nel caso dei tre gruppi in esame, sonofavorite, anche perché le acque in quel periodo risulta-no cariche di nutrienti e molto ossigenate. Le Cry-sophyta, le Clorophyta e le Cryptophyta, presentanopicchi di densità massima, in corrispondenza dei mesidi marzo–aprile 2002, e altri picchi di crescita nellaprimavera-estate 2003. Le specie dominanti in questitre gruppi sono tutte a strategia r, cioè favorite incondizioni di crescita opposte rispetto a quelle sopra

descritte.I momenti di maggiore crescita, infatti, sono con-

centrati in periodi in cui le acque sono totalmenterimescolate, e le condizioni climatiche sono caratteriz-zate da intense perturbazioni o vento forte e/o frequen-te. Il gruppo delle Cyanophyta, infine, si caratterizzaper una notevole periodicità, nel periodo estivo, mentresembra più sensibile alle fluttuazioni ambientali, inprimavera. Le determinazioni registrano tre fioritureprimaverili o tardo primaverili con valori di densitàmolto diversa, che sembrano essere legati a condizionimeteo instabili dovute a vento e precipitazioni. È statafatta un’analisi delle corrispondenze canoniche (Fig.4) considerando le densità dei gruppi algali da un lato e,come matrice di dati ambientali, i dati meteoclimatici(radiazione solare, velocità del vento, temperatura del-l’acqua, mm di pioggia), i parametri chimici (nutrienti,come ortofosfati e azoto totale), l’ossigeno disciolto eil pH. È stata esclusa la temperatura dell’aria perchéaltamente correlata con quella dell’acqua. Le correla-zioni significative della comunità hanno riguardato leseguenti variabili, in ordine decrescente di importanza:temperatura dell’acqua, ortofosfati, radiazione solare,velocità del vento e azoto totale. Ossigeno disciolto epH non sono risultati significativi.

Nel grafico sono rappresentati i vettori corrispon-denti alle variabili ambientali, i gruppi algali (con un +)e le date di campionamento, qui distinte in base ai treanni. I gruppi algali posizionati vicini all’estremità delvettore sono maggiormente influenzati in modo positi-vo da quel vettore, in modo negativo se sono dallaparte opposta (per questo Oscillatoria sembra legata atemperature e radiazioni elevate e a basse concentra-zioni di PO4).

Queste relazioni sono meno evidenti per il gruppodelle cianofite nel suo complesso. Elevate velocità delvento sembrano favorire elevate densità di Ceratium.Taxa come Cryptophyta (Cryptomonas sp), Eugle-nophyta, Closterium e Peridinee sono associate a ele-vate concentrazioni di nutrienti, bassa radiazione sola-re, temperatura e velocità del vento.

L’analisi delle corrispondenze (Fig. 5) evidenzia unabuona correlazione tra l’andamento dei valori di densi-tà e quello delle variabili ambientali: questo potrebbedimostrare che condizioni ambientali più instabili favo-riscono la crescita delle comunità algali, e in particola-re delle popolazioni di Cyanophyta e Clorophyta, chealternativamente rappresentano i gruppi dominanti.

Analizzando insieme i tre indici che sintetizzano gliandamenti della comunità fitoplanctonica (Shannon,Eveness e densità) (Fig. 6) e ponendoli a confrontocon i fattori ambientali, si può notare una interessantecorrispondenza tra i valori dell’indice di Evenness e ilvento, quindi si può supporre che le turbolenze indotte

Fig. 4. Grafico di ordinamento dell’analisi delle corrispondenzecanoniche considerati gli andamenti dei dati relativi alla densitàdei diversi taxa algali riferita a campionamenti raggruppati peranni e dei dati ambientali, quali radiazione solare, velocità delvento, temperatura dell’acqua, mm di pioggia e concentrazionedei nutrienti.

Bray-Curtis Cluster Analysis (Single Link)

Eugl

Peri

Conju

Chloro

Crypto

Cryso

Ciano

0 % Similarity 50 100

Fig. 3. Dendrogramma di similarità basato sui dati della ClusterAnalisys relativo agli andamenti mensili delle densità dei varigruppi algali.


dal vento, più di altri fattori, riescano creare quellecondizioni ambientali che favoriscono le cellule di tuttii phylum, rimescolando la parte più superficiale dellacolonna. Per questo la composizione in specie dellacomunità appare più equilibrata.

Diventa quindi necessario, per individuare la comu-

nità di riferimento dei laghi, piuttosto che riferirsi aduna successione ideale e assolutamente teorica, con-frontare successioni algali di più anni. In questo modosi possono valutare le strategie adottate dalle comunitàplanctoniche per rispondere alle fluttuazioni delle va-riabili ambientali.

Correspondence Analysis

Axi

s 1

Axis 2

dens

Rad gl

vento

piog

T° aria

25

20

15

10

5

0

-5

-10-40

-30-20

-100

10

6543210-1-2-3

-4

Fig. 5. Analisi delle corrispondenze tra variabili meteo e andamentodei valori mensili della densità totale.

Correspondence Analysis

Axi

s 1

Axis 2

Shan

Even

dens

Rad gl

vento

piog

T° aria

15

10

5

0

-5

-10-10

010

2030

40

43210-1-2-3-4-5-6

Fig. 6. Analisi delle corrispondenze tra variabili meteo e andamentodei valori mensili degli indici di biodiversità di Shannon e Evenness.

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Ruolo delle Diatomee nell’applicazionedella Direttiva Europea Quadro sulle acque

Frédéric Rimet1*, Francesca Ciutti2, Cristina Cappelletti2, Luc Ector3

RiassuntoNell’ambito della Direttiva Europea Quadro 2000/60/CE, ai fini della valutazione della qualità dei corsi d’acqua, devono essere utilizzatigli elementi biologici che, oltre alla comunità dei macroinvertebrati e alla fauna ittica, comprendono la composizione e abbondanza dellaflora acquatica. Le Diatomee, in particolare, oltre a rappresentare la componente principale della biomassa bentonica dei corsi d’acqua,sono ormai riconosciute a livello mondiale come ottimi bioindicatori e possono pertanto rappresentare una comunità di riferimento per lostudio della componente vegetale acquatica.In numerosi paesi europei sono già stati sviluppati metodi biologici di valutazione basati sulle Diatomee e, in alcuni di essi (es. Francia,Spagna), tali metodiche sono già state integrate nei sistemi di valutazione della qualità che prevedono campagne di campionamento annualisul reticolo idrografico. La Direttiva in particolare, richiede di definire le condizioni di riferimento in ogni tipo di corpo idrico nelledifferenti ecoregioni, al fine di poter valutare l’eventuale scostamento tra lo stato osservato ed il corrispondente stato atteso. A tutt’ogginessuno degli indici diatomici esistenti è strutturato secondo tale principio: sarà pertanto necessario un lavoro di adattamento ai requisitidella Direttiva Quadro sulle acque.

PAROLE CHIAVE: biomonitoraggio / Diatomee / Direttiva Quadro sulle acque / fiumi / qualità biologica

Role of diatoms in the application of the Water Framework DirectiveIn the framework of the European Directive 2000/60/EC, biological indicators, among which diatoms, must be used to assess waterquality. Benthic diatoms in particular represent the dominant component of benthic biomass and are known as good indicator of waterquality, thus representing a community useful for the study of aquatic vegetation.Different biological indices based on diatoms have been developed in several European countries and are already integrated in nationalwater quality evaluation systems (e.g. France, Spain) where diatoms are collected each year in their sampling network. The Directive alsorequires defining reference conditions in each river type of each ecoregion, to evaluate the differences between the observed and thereference status. Nowadays diatom indices are not based on these principles, so that they must be adapted to follow the requirements ofthe Water Framework Directive.

KEY WORDS: biomonitoring / diatoms / Water Framework Directive / rivers / biological quality

INTRODUZIONELa Direttiva Quadro 2000/60/CE (EUROPEAN PAR-

LIAMENT, 2000) richiede di valutare la qualità dei corpiidrici sulla base delle componenti biologiche, fra lequali è compresa la composizione e abbondanza dellaflora acquatica. Le Diatomee epilitiche in particolare,oltre a rappresentare la componente principale dellabiomassa bentonica dei corsi d’acqua, sono ormairiconosciute per la loro valenza di bioindicatori e pos-

sono pertanto rappresentare una comunità di riferi-mento per lo studio della componente vegetale acquati-ca.

Le Diatomee (Bacillariophyceae) sono alghe uni-cellulari eucariotiche appartenenti alla divisione delleBacillariophyta; esse comprendono specie le cui cellulesono riunite in colonie ed altre solitarie. Nei corsid’acqua le Diatomee possono vivere adese a substrati

1 Direction Régionale de l’Environnement, 19 avenue Foch, B.P. 60223, F-57005 Metz Cedex 1, Francia2 Istituto Agrario di S. Michele all’Adige, Via E. Mach, 2, I-38010 S. Michele all’Adige (Trento).3 Centre de Recherche Public - Gabriel Lippmann, 41, rue du Brill, L-4422 Belvaux, Lussemburgo* Referente per la corrispondenza (Fax: +33-3 87 39 99 59; [email protected])

RIMET et al. - Le Diatomee nell’applicazione della Direttiva88

duri ed inerti (Diatomee epilitiche), su altri vegetali(Diatomee epifitiche) e sul sedimento (Diatomee epi-peliche). L’ecologia delle Diatomee è stata oggetto dinumerosi studi. LANGE-BERTALOT (1979) ha studiatol’ecologia di 50 specie di Diatomee comuni per i corsid’acqua, definendo quattro classi di livello saprobicosulla base dei valori di BOD5 e ossigeno disciolto. Piùrecentemente DENYS (1991a, b) ha definito la tolleran-za delle specie per la salinità, il pH, il livello trofico esaprobico, l’ossigeno disciolto, la velocità della cor-rente. VAN DAM et al. (1994) hanno determinato per948 specie di acqua dolce e leggermente salmastra laloro preferenza per il pH, l’azoto, l’ossigeno, la salini-tà, il livello saprobico e trofico e la tolleranza al dissec-camento. ROTT et al. (2003) hanno costituito, sullabase di un dataset di 450 corsi d’acqua, un elenco dicirca 1000 specie di alghe divise in nove classi diqualità. Sono state inoltre definite, per 650 specie diDiatomee, classi di livello saprobico e trofico (ROTT etal., 1997, 1999).

È appurata a livello mondiale l’efficacia delle Diato-mee come bioindicatori. Esse infatti si prestano moltobene a tale scopo, poiché sono presenti in grandeabbondanza lungo tutta l’asta fluviale, ma compaionocon specie differenti nei vari habitat, in dipendenzadelle condizioni ambientali e delle caratteristiche chi-mico-fisiche delle acque. Hanno tassi di riproduzionepiuttosto veloci e cicli vitali brevi, quindi sono buoniindicatori di impatto a breve termine.

Obiettivo di questo lavoro è fornire una panoramicadelle tecniche di biomonitoraggio basate sulle Diato-mee già utilizzate in Europa ed illustrare le modalità diutilizzo e di adeguamento delle stesse secondo i princi-pi dettati dalla Direttiva Quadro.

BIOMONITORAGGIO CON DIATOMEESebbene siano state rilevate difficoltà nel definire un

unico metodo applicabile all’intero territorio europeo enumerosi siano stati sino ad oggi gli sforzi per giungeread una standardizzazione o, quanto meno, ad un’armo-nizzazione delle differenti metodiche utilizzate, i proto-colli relativi al campionamento e all’attività di laborato-rio sono stati oggetto di studio nell’ambito di gruppi dilavoro scientifici, che hanno portato alla definizione dimetodiche standardizzate, in gran parte ispirate dallavoro di KELLY et al. (1998). Nella metodica dell’Indi-ce Biologico Diatomee (IBD) ad esempio, sono defini-te le linee guida per il campionamento, il trattamento,l’identificazione e l’enumerazione dei campioni (AF-NOR, 2000). Più recentemente sono state pubblicatenorme standardizzate relative al “campionamento epretrattamento dei campioni” ed alla “identificazione,conteggio ed interpretazione dei risultati” (EN 14407,2004; EN 13946, 2003).

Per la valutazione della qualità dei corsi d’acquabasata sullo studio della comunità delle Diatomee, pos-sono essere utilizzate semplici metriche, come ad esem-pio gli indici di diversità (SHANNON e WEAVER, 1948), ole curve “ordine/abbondanza” (PATRICK, 1949; PATRI-CK et al., 1954), che possono fornire una prima indica-zione dello stato di un ecosistema e valutare l’effetto diuno stress fisico o chimico.

Sulla base della sensibilità delle specie di Diatomeeall’inquinamento sono stati sviluppati metodi biologicidi valutazione della qualità basati, nella loro definizione,su criteri e modalità di calcolo differenti (Tab. I).

Uno dei primi indici, il “Differentiating Species Sy-stem” (LANGE-BERTALOT, 1979), classifica 50 speciedi Diatomee in tre classi di qualità (resistente, sensibile,ubiquitaria); la loro abbondanza relativa nel campionepermette di valutare lo stato del sito. Con lo stessocriterio è stato sviluppato l’indice SHE (STEINBERG eSCHIEFELE, 1988; SCHIEFELE e SCHREINER, 1991), cheassegna 386 specie a sette gruppi di livello trofico e diresistenza all’inquinamento.

L’indice CEE (DESCY e COSTE, 1991) viene calcola-to con una griglia a doppia entrata, nella quale sonointegrate 208 specie. In orizzontale figurano le eurie-cie, disposte in ordine crescente di sensibilità all’inqui-namento, mentre in verticale sono presenti le speciestenoecie, disposte anch’esse nello stesso ordine disensibilità. L’indice diatomico risulta dall’intersezionedella riga e della colonna.

ZELINKA e MARVAN (1961) hanno sviluppato unindice per la stima della qualità dell’acqua sulla basedell’analisi della comunità algale e dei macroinverte-brati, che viene calcolato utilizzando informazioni rela-tive all’abbondanza, all’affidabilità ed alla sensibilitàdelle specie all’inquinamento. Alcuni indici diatomiciutilizzati in Europa sono basati sulla stessa formula dicalcolo: in particolare alcuni valutano il livello trofico(TDI), altri il livello saprobico (ILM, ROTT, SLA) ealtri ancora l’inquinamento globale (DES, DI-CH, EPI-D, GDI, SPI).

Nella definizione dell’IBD (Indice Biologico Diato-mee) utilizzato in Francia, per ogni specie sono statidefiniti profili di probabilità di presenza secondo setteclassi di qualità. Il calcolo dell’indice prende in consi-derazione la frequenza del taxon (deve essere superio-re a 0,75% per essere integrato nel calcolo) e laprobabilità di presenza per ciascuna classe di qualità(LENOIR e COSTE, 1996; PRYGIEL e COSTE, 1998, 2000).

ESEMPI D’USO DELLE DIATOMEEPER IL MONITORAGGIO

In Lussemburgo il monitoraggio biologico dei corsid’acqua basato sulla comunità diatomica viene effet-tuato dal 1994 e sono a tutt’oggi disponibili 417 analisi

RIMET et al. - Le Diatomee nell’applicazione della Direttiva 89

eseguite sulle diverse tipologie fluviali (CREBS, 2003;RIMET et al., 2004a). Il metodo di valutazione utilizzatoè l’IPS, che, rispetto agli altri indici, ha evidenziato pertale paese le migliori correlazioni con i parametri carat-teristici d’inquinamento.

In Francia le Diatomee sono utilizzate assieme adaltri strumenti di valutazione della qualità dei corsid’acqua dal 1998. L’IBD è impiegato di routine sucirca 1500 siti del Reticolo Nazionale di Bacino -RNB-(RNDE, 2000).

In Spagna alcuni lavori hanno definito una primalista delle Diatomee di diversi fiumi della Catalonia(CAMBRA et al., 1991), del Llobregat (TOMÀS e SABA-TER, 1985) e dell’intera penisola iberica (ABOAL et al.,2003). L’utilizzo delle Diatomee nel monitoraggio èperò recente (GOMÀ et al., 2003, 2004). Il metodo divalutazione scelto è l’IPS, che ha mostrato anche inquesto paese le migliori correlazioni con i diversi para-metri caratteristici dell’inquinamento.

In Italia le Diatomee sono utilizzate nel biomonito-raggio da parecchi anni con esperienze puntiformi sulterritorio, mediante l’impiego del metodo EPI-D (DEL-L’UOMO e TANTUCCI, 1996; DELL’UOMO et al., 1999;DELL’UOMO, 2004), applicato prevalentemente in am-bienti fluviali dell’Appennino Centrale (TORRISI e DEL-L’UOMO, 2001a, 2001b). Recentemente sono stati og-getto di studio alcuni corsi d’acqua del Trentino, al

fine di verificare l’applicabilità di tale indice a torrentidi tipologia alpina e fornire indicazioni utili alla standar-dizzazione del metodo (CIUTTI et al., 2000; CAPPELLET-TI et al., 2003; CIUTTI, 2004; CIUTTI et al., 2004).Esperienze di applicazione sono state condotte anchein Piemonte in differenti tipologie di corsi d’acqua(ARPA PIEMONTE, 2003; BATTEGAZZORE et al., 2004a;GRISELLI et al., 2005; BATTEGAZZORE et al., 2005), inSardegna (NUGHES et al., 2005), in Calabria (BATTE-GAZZORE et al., 2004b) e nel Lazio (CAPPELLETTI et al.,2005).

WHITTON et al. (1991), WHITTON e ROTT (1996) ePRYGIEL et al. (1999), tra gli altri, riportano le esperien-ze di applicazione di tali metodiche in diversi paesieuropei (Tab. I).

DIATOMEE E DIRETTIVA QUADRONonostante siano numerosi i paesi europei che uti-

lizzano metodi basati sulle Diatomee, poche sono lerealtà in cui tali indici soddisfano i requisiti indicatidalla Direttiva Quadro ed, in particolare, il riferimentoa “ecoregione” e “tipo di corso d’acqua”, nonché ladefinizione di “condizione di riferimento”. Oltre a ciò,bisogna sottolineare che, nonostante la maggior partedei taxa di Diatomee sia considerata “subcosmopoli-ta”, le condizioni climatiche e idrochimiche in cui leDiatomee vivono sono estremamente varie e pertanto,

Tab. I. Indici basati sulle diatomee utilizzati in Europa (A: Austria; AND: Andorra; B: Belgio; CH: Svizzera; D: Germania; E: Spagna; F:Francia; FIN: Finlandia; GB: Gran Bretagna; GR: Grecia; I: Italia; L: Lussemburgo; MK: Macedonia; P: Portogallo; PL: Polonia).

Modo di calcolo Metodo Paese

Calcolo con le abbondanze relative diciascun gruppo d’inquinamento

Differentiating species system (LANGE-BERTALOT, 1979) CH, DSteinberg e Schiefele index, SHE (SCHIEFELE e SCHREINER, 1991) D

Calcolo con una griglia a doppia entrata CEE indice (DESCY e COSTE, 1991) F, B, L, AND, E, P

Formula di Zelinka e Marvan (1961):calcolo con valori di abbondanza,sensibilità e affidabilità per ciascunaspecie

Descy indice, DES (DESCY, 1979) B, LIndice di Polluosensibilità Specifico, IPS (COSTE IN CEMAGREF, 1982) F, PL, L, FIN, GR,

E, PSládeek index, SLA (SLÁDEEK, 1986) PIndice Leclercq e Maquet, ILM (LECLERCQ e MAQUET, 1987) B, L, PIndice Diatomico Generico, IDG (COSTE e AYPHASSORHO, 1991) F, PL, FINIndice Diatomico Trofico, TDI (SCHIEFELE e KOHMANN, 1993) D, FINIndice di Eutrofizzazione/Polluzione, EPI-D (DELL’UOMO e TANTUCCI, I, E1996; DELL’UOMO, 2004)Indice Saprobico di Rott (ROTT et al., 1997) CH, AIndice Trofico Diatomee, TDI (KELLY, 1998) GBIndice Trofico di Rott, (ROTT et al., 1999) AIndice DI-CH (HÜRLIMANN e NIEDERHAUSER, 2002) CH

Calcolo con l’abbondanza delle specie eloro probabilità di presenza in classi diqualità

Indice Biologico Diatomico, IBD (LENOIR e COSTE, 1996; PRYGIEL F, L, Pe COSTE, 2000)


sarà difficile disporre di uno strumento di valutazionecomune per l’Europa, poiché necessariamente devonoessere tenute in considerazione le specificità ecoregio-nali e tipologiche dei siti (KELLY et al., 1998; ROTT etal., 2003). Pertanto la via da seguire pare essere quelladell’adattamento dei metodi regionali e nazionali aiprincipi dettati dalla Direttiva Quadro.

Nel dettaglio, la Direttiva 2000/60/CE indica nellecomunità con stato ecologico “elevato” (high ecologi-cal status) il riferimento per gli obiettivi di qualità deicorsi d’acqua. Pertanto risulta indispensabile indivi-duare le condizioni di riferimento, che dovrebberoessere definite per ogni tipo di corso d’acqua in ogniecoregione, per poter valutare l’eventuale scostamentodello stato osservato dall’atteso. Come per le altrecomponenti biologiche (fauna ittica e macroinverte-brati) ciò rappresenta un problema, già affrontato dadiversi progetti europei (REFCOND: Development ofa protocol for identification of reference conditions;AQEM: The development and testing of an integratedassessment system for the ecological quality of stre-ams and rivers throughout Europe using benthic ma-croinvertebrates; STAR: Standardisation of River Clas-sifications; PAEQANN: Predicting Aquatic EcosystemsQuality using Artificial Neural Networks: impact ofenvironmental characteristics on the structure of aquaticcommunities, Algae, Benthic and Fish Fauna) e soloparzialmente risolto, in quanto in molte realtà la condi-zione di riferimento può essere definita ormai soloattraverso l’analisi dei dati storici, eventualmente di-sponibili. Individuare le condizioni di riferimento percerte tipologie di corso d’acqua può essere ormai unreale problema, specialmente alle basse quote, dove ifiumi sono frequentemente inquinati. Per ovviare a ciòla Direttiva propone l’utilizzo di modelli di predizione.Le comunità di Diatomee, come quelle dei macroinver-tebrati e dei pesci possono essere definite ad esempio,attraverso l’utilizzo delle reti neurali, partendo da datirelativi a parametri chimici e fisici. Questo era unodegli obiettivi del progetto PAEQANN, che ha svilup-pato uno strumento in grado di predire le comunità diDiatomee in diversi paesi europei (Austria, Belgio,Francia, Lussemburgo) (programma scaricabile da:http://aquaeco.ups-tlse.fr/index2.htm). A specifici va-lori dei parametri chimico-fisici corrispondono deter-minate comunità diatomiche, che possono essere loca-lizzate anche su una mappa geografica.

Alcuni studi hanno invece affrontato il problemadella corrispondenza tra le ecoregioni, i tipi di corpid’acqua definiti secondo il sistema A della direttiva e lecomunità di Diatomee. A tal riguardo, ad esempio, inLussemburgo è stato condotto uno specifico studio supiccoli corsi d’acqua in cui si è osservato che leDiatomee seguono con molta affidabilità due distinte

regioni, caratterizzate da geologia differente (scisti nelnord, arenaria nel sud): queste differenze si ritrovanosia tra zone di riferimento, sia tra zone inquinate delledue regioni (RIMET et al., 2004a).

I primi risultati di uno studio condotto su corsid’acqua d’alta quota (oltre 800 m) di differenti paesieuropei (Spagna, Francia, Svizzera, Italia) evidenzianoche le Diatomee hanno una distribuzione che corri-sponde alle ecoregioni definite nel sistema A dellaDirettiva (RIMET et al., 2004b), anche se sarebbenecessario comunque, per migliorare tale corrispon-denza, considerare almeno due fasce altitudinali (800-1800 m e superiore ai 1800 m), oltre ai parametri“distanza dalla sorgente” e geologia degli alvei fluviali.

Nel bacino dell’Ebro in Spagna è stata dimostratauna buona corrispondenza tra le comunità di Diatomeee talune ecoregioni, soprattutto ad alta quota, mentrenei tratti di bassa quota e di pianura tale corrisponden-za non si è riscontrata (GOMÀ et al., 2003).

Nel bacino del Rodano e nella regione mediterraneaè stato condotto uno studio per valutare l’importanzadei principali parametri che controllano le comunità diDiatomee. Si è osservato che tali comunità si distri-buiscono secondo l’altitudine e che anche il livelloorganico e la localizzazione geografica influiscono sul-la loro composizione (RIMET et al., 2003). In Francia èstata definita a livello nazionale una serie di idroecore-gioni, sulla base della geologia, della climatologia edell’altitudine e, in particolare, nel bacino Adour-Ga-ronne (sud-ovest della Francia) è stata dimostrata unabuona corrispondenza tra idroecoregoni e comunitàpresenti nei corsi d’acqua di riferimento (WASSON etal., 2002, 2003; TISON et al., 2003).

In Finlandia i parametri spaziali spiegano una parteimportante della variabilità delle comunità di Diatomeee SOININEN et al. (2004) affermano la necessità disviluppare sistemi di biomonitoraggio adattati per cia-scuna regione finlandese.

CONCLUSIONIGli studi sulla corrispondenza tra Diatomee ed eco-

regioni rilevano la necessità di avere metodi adattati perciascun tipo di corso d’acqua. I diversi indici diatomiciutilizzati, però, non sono stati sviluppati per questoobiettivo. Attualmente è in fase di sviluppo l’adatta-mento di indici esistenti (es. l’Indice Biologico Diato-mee -IBD- o l’Indice Biologico Globale Normalizzato -IBGN- basato sull’ecologia dei macroinvertebrati) alleecoregioni francesi. Per ciascuna ecoregione si ricer-cano i valori massimi dell’indice. Questi valori sonoutilizzati per fissare i limiti di classe tra buono edottimo stato ecologico; quindi ecoregioni diverse pos-sono avere differenti limiti tra i due livelli (WASSON etal., 2003).


La Direttiva Quadro richiede di utilizzare gli elementibiologici per valutare lo stato ecologico dei corsi d’ac-qua. I macroinvertebrati, i pesci, le macrofite e leDiatomee possono essere utilizzati a tal fine. Questidifferenti bioindicatori permettono di valutare stress didifferente natura ed integrano la variabilità dell’am-biente su scala temporale diversa.

Questi concetti sono nuovi rispetto alle normative di

parecchi paesi (Italia, Francia, Spagna o Lussembur-go), che non avevano definito ecoregioni e condizionidi riferimento, o che non avevano integrato tutti glielementi biologici richiesti dalla Direttiva. Essa propo-ne un profondo rinnovamento del biomonitoraggio diroutine, che dà la possibilità di perfezionare la nostraconoscenza degli ecosistemi acquatici con l’obiettivochiaro di migliorare la qualità degli stessi.

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Applicazione dell’Indice Diatomico EPI-Dnella valutazione della qualità di corpi idrici piemontesi

Bona Griselli1*, PierLuigi Fogliati1, Maura Ghione1,Francesca Pastoris1, Carla Stivaletti1, Francesca Bona2, Guido Badino2

1 ARPA Piemonte, Dip. di Ivrea Via Jervis 30 - 10015 IVREA (TO).2 Università di Torino - Dip. di Biologia Animale e dell’Uomo Via Accademia Albertina 17 – 10123 TORINO.* Referente per la corrispondenza (Fax 0125/6453584; [email protected])

RiassuntoL’Indice EPI-D è stato applicato nel monitoraggio di alcuni corpi idrici al fine di: 1) valutare la qualità delle acque di alcuni fiumi delPiemonte, 2) standardizzare maggiormente il metodo, 3) confrontare l’Indice con parametri chimico-fisici e biologici.La valutazione dell’abbondanza delle specie, se effettuata con criteri semiquantitativi, può portare all’attribuzione di differenti classi diqualità; è quindi importante considerare le frequenze percentuali. L’analisi del fitobenthos mediante lo studio delle Diatomee consente dievidenziare meglio, rispetto all’IBE, situazioni di eutrofizzazione e l’Indice risponde molto bene ai fattori di pressione individuati suifiumi oggetto di studio. La classificazione delle Diatomee è complessa e richiede molta esperienza, la metodologia non può essereapplicata di routine con la frequenza e diffusione con cui viene eseguito l’IBE. Lo studio ha consentito l’individuazione di 131 tra speciee varietà diatomiche; si ritiene di estrema utilità poter pervenire alla stesura di una check-list delle specie diatomiche del Nord Italia econseguentemente ad una chiave sistematica ridotta e semplificata.

PAROLE CHIAVE: diatomee / Indice Diatomico / biomonitoraggio / fiumi / qualità dell’acqua

Application of Diatomic Index EPI-D in the evaluation of Piedmont riversThe EPI-D Index has been applied in the monitoring of some rivers with the purpose of: 1) evaluation of water quality of some Piedmontrivers, 2) improvement of methodological standardisation, 3) comparison with some chemical-physical and biological parameters.If the abundance evaluation of species is performed with semiquantitative criteria, different quality classes can be obtained; so it isimportant to consider the percent frequencies. Phytobenthos analysis using Diatoms allows a better survey than IBE of euthrophicationand the Index is very responsive to pressure factors characterizing the survey area. Diatoms classification is complex and requires a lotof experience. The method cannot be carried out with routine analysis at the frequencies and spatial distributions that are performed inthe IBE evaluation. In the study 131 species and variety of Diatoms were found; it will be very useful to define a check-list of North ItalyDiatoms and consequently a reduced and simplified systematic key.

KEY WORDS: diatoms / Diatomic Index / biomonitoring / rivers / water quality

INTRODUZIONEIn Italia il controllo della qualità delle acque fa

riferimento essenzialmente al decreto legislativo 152/99 anche se vi sono esperienze che si ispirano aiprincipi della direttiva comunitaria 2000/60/CE. En-trambe le norme affrontano il problema di un controllo“globale” dei corpi idrici dal punto di vista ecologicoma, mentre il D. Lgs 152/99 prevede la sperimentazio-ne di altri indicatori biologici da affiancare all’IBEsenza specificare quali tipologie di organismi utilizzare,la Dir. 2000/60/CE entra più nel dettaglio, prevedendo

l’analisi di nove componenti per la classificazione dellostato ecologico dei fiumi, fra cui macrofite e fitoben-thos. Essa non specifica tuttavia le metodologie perl’analisi delle componenti individuate, demandando laloro definizione agli Stati membri. Lo Stato italiano nonha per ora preso posizione sulle scelte metodologicheda attuare. In Francia è stato normato in modo ufficia-le un metodo di analisi delle acque basato sulle diato-mee (AFNOR, 2000). Altri stati hanno sperimentatovarie metodiche basate sia sulle Diatomee (PRYGIEL et

GRISELLI et al. - EPI-D e qualità dei corpi idrici96

al., 1999), sia su altre componenti algali.Sul territorio nazionale la metodologia finora più

sperimentata è l’Indice Diatomico di Eutrofizzazione/Polluzione EPI-D (DELL’UOMO, 1996).

La maggior parte degli studi nella nostra nazioneriguarda i fiumi dell’Italia centrale (DELL’UOMO, 1991,1996, 1999; DELL’UOMO e TANTUCCI, 1996; DELL’UO-MO e GRANDONI, 1997; DELL’UOMO et al, 1999; GRAN-DONI e DELL’UOMO, 1996), mentre sono ancora scarsele indagini sui popolamenti diatomici in Piemonte (FAS-SINA, 2001; GRISELLI et al 2003; PASTORIS 2003).

Da alcuni anni in ARPA Piemonte e presso l’Univer-sità di Torino si sta sperimentando il metodo EPI-D sualcuni corsi d’acqua della regione. Gli obiettivi di talestudio sono: a) saggiare e standardizzare le varie fasiapplicative del metodo al fine di ridurne la soggettività,b) verificare l’applicabilità ed utilità degli indicatoridiatomici, c) confrontare i valori di EPI-D con altriparametri utilizzati nel monitoraggio dei corpi idrici,primo fra tutti l’IBE; d) approfondire le conoscenzesullo stato dei corsi d’acqua del Piemonte, e) pervenirealla stesura di una prima check-list delle specie diato-miche piemontesi.

A tal fine sono stati indagati 4 corpi idrici: il Po, duesuoi affluenti di sinistra rappresentati dall’Orco e dalMalone ed il Chiusella che si immette nella Dora Baltea,anch’essa affluente di sinistra del Po.

MATERIALI E METODINella tabella I sono riassunte alcune informazioni

relative ai corpi idrici indagati.In totale sono state monitorate 26 stazioni nel perio-

do compreso tra maggio 2000 e maggio 2003. Talistazioni erano rappresentative di ambienti estrema-mente eterogenei: alpino, prealpino e planiziale, talorasottoposti a forti pressioni antropiche.

Per ogni stazione (ad eccezione di alcuni punti sulMalone: le stazioni M1 e M2, localizzate più a monte,sono state aggiunte nella seconda campagna) sonostati effettuati due campionamenti in periodi successivie complessivamente sono state effettuate 50 valutazio-ni dell’Indice EPI-D.

In tutti i punti di campionamento sono stati determi-nati i seguenti parametri chimico-fisici e biologici: Ntotale, N nitrico, Bicarbonati, Cloruri, Solfati, Condu-cibilità, Durezza, IBE, Escherichia coli, ad eccezionedella campagna del 2000 sul Malone in cui non erastato effettuato l’IBE.

Si è proceduto all’identificazione di tutte le speciepresenti ed alla conta di almeno 400 individui secondoquanto indicato da CEN prEN 14407:2002 (E).

L’EPI-D è stato applicato seguendo la metodologiaproposta da DELL’UOMO (1996).

Per il calcolo dell’EPI-D è stata utilizzata la formuladi ZELINKA e MARVAN (1961) e sono stati utilizzati gliindici aggiornati di “affidabilità” e quello “integratoponderato di sensibilità” rinvenuti nel software Omni-dia 3.2.

Poichè la metodologia di calcolo dell’EPI-D preve-deva una stima dell’abbondanza con l’attribuzione diun valore cha va da 5 a 1 a seconda che la specie siadominante (5), codominante (4), in discreta quantità(3), in modesta quantità (2) o rara (1), i rilevamentidiatomici sono stati elaborati utilizzando quattro diffe-renti criteri (A, B, C, D) di stima dell’abbondanza: iprimi tre semiquantitativi ed il quarto quantitativo,inserendo il valore percentuale delle specie senza ado-zione di classi di abbondanza (GRISELLI, et al 2003).

È stato utilizzato il test non parametrico di Spear-man (rs), che si basa su un’analisi di rango, per valuta-re le correlazioni tra l’EPI-D e l’IBE, e tra i duebioindicatori ed i parametri microbiologici e chimico-fisici (programma STATISTICA 5.1).

Sulla matrice delle frequenze percentuali delle spe-cie rinvenute è stata eseguita un’analisi statistica multi-variata di classificazione (Cluster analysis) utilizzandoil programma STATISTICA 5.1.

L’analisi multivariata è stata eseguita con lo scopodi individuare stazioni omogenee per quanto riguarda lacomposizione delle specie diatomiche ed evidenziarefattori ambientali che ne influenzano la distribuzione.La classificazione delle stazioni è stata effettuata se-condo il metodo di Ward ed utilizzando come criteriodi legame la distanza euclidea.

Tab. I. Corpi idrici monitorati.

Corpo idrico N° stazioni Tot. EPI-D Periodo Lunghezza Range altitudinale Ampiezzamonitorate valutati indagine (km)** (m)** bacino(kmq)*

Po 3 6 10/02 – 05/03 23 180-160 9700Malone 14 26 05/00 – 05/01 42 1070-180 345Orco 6 12 10/02 – 05/03 67 1590-180 909Chiusella 3 6 10/02 – 05/03 40 720-220 210

* sotteso nel punto più a valle del monitoraggio** compreso tra il punto di monitoraggio più a monte e quello più a valle

GRISELLI et al. - EPI-D e qualità dei corpi idrici 97

È stato applicato il test statistico non parametrico diKruskal e Wallis per individuare i parametri chimico-fisici e biologici discriminanti i cluster.

RISULTATIConsiderazioni metodologiche

L’utilizzo di diversi criteri di stima dell’abbondanzapuò portare all’ottenimento di differenti classi di quali-tà. Nella tabella II sono riportate le classi rinvenuteelaborando i dati relativi al Malone.

I valori di EPI-D sono stati correlati con i parametrichimico-fisici e biologici. Nella tabella III sono riporta-ti i valori dei coefficienti di correlazione di Spearmaned i relativi limiti di confidenza. L’indice ricavato utiliz-zando come stima dell’abbondanza la frequenza per-centuale delle specie è risultato nel complesso piùcorrelato con i parametri confrontati. Le elaborazionisuccessive dei dati sono state effettuate utilizzando ilvalore percentuale della specie come stima dell’abbon-

danza.Sono state identificate 131 tra specie e varietà diato-

miche e, considerata la molteplicità degli habitat moni-torati, si può ritenere la lista ottenuta già rappresentati-va di buona parte della flora diatomica reofila delPiemonte.

I valori di EPI-D rinvenuti variano da un minimo di0,5 a un massimo di 3,2 ricomprendendo ambienti adifferente grado di compromissione; si passa infatti dastazioni caratterizzate da qualità eccellente a stazioni incui il corpo idrico risulta completamente degradato. IlPo è risultato il corso d’acqua maggiormente compro-messo, seguito dal Malone. Nella figura 1 sono rappre-sentati i grafici che descrivono gli andamenti dell’EPI-D partendo da monte.

Qualità dei corpi idriciMALONE: i punti M1, M2, M3 si trovano in ambiente

montano e pedemontano ed in base alla scala inter-

Tab. II. Classi di qualità rinvenute sul Malone (punti di monitoraggio M1-M14 da monte a valle) usando differenti criteri di stimadell’abbondanza (A, B, C, D).

Nota sui criteri di stima dell’abbondanza:A. è stato attribuito valore 5 alla specie dominante; 4 alle specie codominanti, comprese tra il valore percentuale della dominante ed il valore

pari alla sua metà; 3 alle specie in percentuale compresa tra la metà ed ¼ della dominante; 2 alle specie con percentuale < ¼ delladominante, ma presenti con più di un singolo individuo; 1 per le specie rare, che sono state conteggiate una sola volta o risultano presenti,ma sono state rinvenute al di fuori del conteggio.

B. è stato attribuito valore 5 a tutte le specie presenti con frequenza > 75%; 4 a quelle comprese tra il 75% e il 50%; 3 alle specie compresetra il 50% e il 25%; 2 tra il 25% e il 5%; 1 alle specie con frequenza < 5%.

C. è stato attribuito valore 5 a tutte le specie presenti con frequenza > 40%; 4 a quelle comprese tra il 40% e il 30%; 3 alle specie compresetra il 30% e il 15%; 2 a quelle comprese tra il 15% e il 5%; 1 alle specie con frequenza < 5%.

D. è stato inserito il valore percentuale delle specie senza adozione di classi di abbondanza.


pretativa, comprendente 8 classi di qualità, risultanoambienti di qualità eccellente e buona. Un drasticopeggioramento si osserva a partire dalla stazione M4.Le stazioni da M4 a M14 sono in un’area di pianurain cui la presenza di attività industriali risulta superio-re alla media piemontese e sono presenti un grannumero di scarichi di piccole e medie dimensioni. Frai punti M4 e M5 si hanno le immissioni del Viana eFandaglia, due affluenti con un forte carico inquinan-te. La qualità del corpo idrico nel tratto planiziale èdecisamente compromessa e la maggior parte dellestazioni è rappresentativa di un ambiente pesante-mente inquinato.

ORCO: i punti di monitoraggio O1, O2, O3 sono inambiente montano, il corpo idrico risulta di qualitàeccellente e buona ed i punti O4-O6, pur essendo dipianura ed interessati dalla presenza di centri urbanidi una certa rilevanza (Cuorgnè, Castellamonte, Ri-varolo, Chivasso), permangono in tali condizioni.

PO: sono stati monitorati 3 punti, quello più a monte,circa 20 km a valle della città di Torino, risente ancora

Tab. III. Correlazioni tra valori EPI-D rinvenuti nel Malone ecalcolati con i criteri A, B, C, D di stima dell’abbondanza (vedinota in Tab. II) e parametri chimico-fisici e biologici.

Fig. 1. Stazioni di monitoraggio con i valori di EPI-D.


dell’immissione dello scarico del depuratore SMATche raccoglie i reflui di tutto l’hinterland torinese.Nella campagna autunnale del 2002 ed in quellaprimaverile del 2003 infatti, il punto Po1 è risultatorispettivamente in condizioni di forte e moderatoinquinamento.Nella campagna autunnale, caratterizzata da livelliidrometrici inferiori, i punti sono risultati in situazionidi forte e pesante inquinamento. Tra il punto Po1 ePo2 si ha l’immissione del Malone e dell’Orco,nonché il prelievo idrico del canale Cavour; questodetermina, in condizioni di minor portata, un forteimpatto sulla acque per l’apporto e concentrazione diinquinanti dovuto soprattutto al Malone ed alla cap-tazione irrigua. Tra i punti Po2 e Po3 si ha l’immis-sione della Dora Baltea che ha un effetto positivo per

Tab. IV. Analisi di correlazione (p < 0,05). I parametri durezza e conducibilità non sono risultati correlati.

E. coli N totale N nitrico P totale Ortofosfati Cloruri Solfati

EPI-D r Spearman 0,71 0,93 0,91 0,74 0,82 0,89 0,89IBE r Spearman -0,64 -0,86 -0,81 -0,64 -0,78 -0,77 -0,71

Fig. 2. Correlazione tra EPI-D e IBE (r Spearman -0,83 p<0,000).

Fig. 3. Dendrogramma delle stazioni. Si evidenziano 2 clusters: A e B che differiscono significativamente (p < 0,05) per: EPI-D, IBE,E.coli, N nitrico, N ammoniacale, cloruri, bicarbonati, ortofosfati, solfati e durezza.


l’aumento della portata del fiume senza un forteapporto di inquinanti.

CHIUSELLA: dei 3 punti monitorati uno risulta in ambientemontano; nel complesso il torrente risulta di qualitàeccellente/buona e solamente nel punto più a valle siè evidenziata una situazione di lieve inquinamentoprobabilmente dovuto all’immissione del Rio Ribesinquinato da scarichi domestici.

Elaborazione statisticaI valori di EPI-D e IBE hanno esibito una forte

correlazione negativa (r Spearman -0,83 p<0,000) (Fig.2). I due indici sono stati inoltre correlati con parame-tri biologici e chimico-fisici (E. coli, N totale, Nnitrico, P totale, Ortofosfati, Cloruri, Solfati, Durezzae Conducibilità). Ad eccezione di Durezza e Conduci-bilità tutti i parametri sono risultati significativamentecorrelati e l’EPI-D rispetto all’IBE ha evidenziato cor-relazioni più forti (Tab. IV). Questa evidenza è giustifi-cata dal fatto che l’EPI-D è determinato sulla base diindici ecologici specifici delle specie, tarati in funzionedella reattività delle diatomee alla polluzione organica,minerale e al grado trofico.

Dalla cluster analysis si sono evidenziati due rag-gruppamenti: A e B che separano nettamente le stazionidel Malone, ad eccezione delle 4 stazioni localizzate piùa monte e le due stazioni localizzate sul Po, dallerestanti (Fig. 3). Il cluster A, che comprende 22stazioni, è caratterizzato da un valore medio di EPI-Ddi 2,6 corrispondente ad ambiente pesantemente inqui-nato; il cluster B, che comprende 28 stazioni, è carat-terizzato da un valore medio di EPI-D di 1,1 corrispon-dente ad un ambiente di buona qualità.

Dall’applicazione del test statistico non parametricodi Kruskal Wallis si è evidenziato che i cluster A e Bdifferiscono significativamente (p< 0,05) per gli indiciEPI-D e IBE e per i parametri biologici e chimico fisiciE. coli, N nitrico, N totale, Cloruri, Bicarbonati, Orto-fosfati, Solfati, e Durezza; la Conducibilità non è risul-tata discriminante.

Nelle figure 4 e 5 sono rappresentati rispettivamentela distribuzione dei valori di EPI-D e di un parametrochimico (solfati) tra i due clusters mediante grafici“box” con indicazione della mediana, dei valori minimie massimi e del 25° e 75° percentile. È evidente unanetta diversificazione dei valori corrispondenti.

Per quanto riguarda la composizione floristica deicluster si sono evidenziate delle specie che li caratteriz-zano sulla base della loro diffusione (presenza/assen-za) e abbondanza; si sono considerate le sole speciecon indice di affidabilità buono o elevato (3-5).

Cluster A: questo gruppo è risultato caratterizzatodalla presenza di specie tipiche di acque trofiche/inquinate. Si segnalano specie appartenenti al genere

Fig. 4. Distribuzione dei valori di EPI-D rinvenuti nei 2 clusters.Cluster A: EPI-D medio 2,6 (Classe di qualità 6: ambientepesantemente inquinato).Cluster B: EPI-D medio 1,1 (Classe di qualità 2: ambiente dibuona qualità).

Fig. 5. Distribuzione dei valori di concentrazione dei solfatirinvenuti nei 2 clusters.Cluster A: concentrazione media 133 mg/L.Cluster B: concentrazione media 20 mg/L.

Navicula (Navicula minima Grunow, Navicula sub-minuscola Manguin, Navicula saprophila Lange-Ber-talot & Bonik) e al genere Nitzschia: Nitzschia acicula-ris (Kützing) W. Smith. Queste specie sono caratteriz-zate da indici specifici di eutrofizzazione/polluzionecompresi tra 3,0 e 3,5.

Cluster B: questo gruppo è caratterizzato da speciesensibili alla presenza di sali ed all’eutrofizzazione; sisegnalano in particolare alcune specie appartenenti algenere Achnantes (Achnantes biasolettiana Grunow,Achnantes bioretii Germain, Achnantes lanceolata (Bré-bisson) Grunow, Achnantes minutissima Kützing), al


genere Fragilaria (Fragilaria capucina Desmazières,Fragilaria arcus (Ehrenberg) Cleve) e al genere Dia-toma: Diatoma mesodon (Ehrenberg) Kützing. Questespecie presentano indici specifici di eutrofizzazione/polluzione compresi tra 0,2 e 1,0.

DISCUSSIONEAl fine di giungere ad una completa standardizzazio-

ne dell’indice sono state sperimentate differenti meto-dologie di stima dell’abbondanza, fattore che intervie-ne nell’applicazione della formula di calcolo dell’EPI-D. Da un punto di vista metodologico si è evidenziatoche l’inserimento del valore percentuale delle specierisulta il metodo meno soggettivo e nel complessoquello che meglio correla l’EPI-D ai parametri chimi-co-fisici e biologici. Si auspica quindi che possa essereadottato in modo preferenziale al fine di rendere con-frontabili i dati derivanti da differenti monitoraggi.

L’Indice EPI-D, in base alle prime osservazionieffettuate, è risultato un buon indicatore della qualitàdei corpi idrici. L’Indice diatomico, rispetto all’IBE,mette maggiormente in evidenza situazioni di criticitàassociate all’eutrofizzazione delle acque, inoltre puòessere applicato anche in condizioni in cui, per l’ec-

cessiva corrente o profondità, non è possibile scende-re in alveo. Il suo utilizzo routinario allo stato attualenon è realizzabile con la frequenza ed abbondanza distazioni con cui viene monitorato l’IBE. La determina-zione sistematica delle diatomee, infatti, è molto com-plessa; alcune specie possono avere caratteristichemorfologiche che ne rendono facile il riconoscimento,altre invece possono risultare molto simili morfologi-camente, ma avere valenze ecologiche molto diverse equindi differenti indici specifici di eutrofizzazione epolluzione.

È necessario quindi che la metodologia venga appli-cata da operatori esperti. I tempi richiesti per il conteg-gio di un numero sufficiente di individui rappresentanoun elemento limitante, essi possono essere tuttaviaridotti passando dall’osservazione dell’intero vetrino aun conteggio random di almeno 400 individui, cherisulta sufficientemente rappresentativo dell’intera po-polazione.

Per quanto riguarda la sistematica si ritiene indi-spensabile avviare un progetto che porti alla stesura diuna check-list delle specie diatomiche del Nord Italia e,conseguentemente, ad una chiave sistematica ridotta esemplificata.

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Diatomee come indicatori della qualità biologicadei corsi d’acqua. EPI-D ed altri metodi europeia confronto: il caso studio del fiume Tevere

Cristina Cappelletti1*, Francesca Ciutti1, Alessandra Crippa1,Laura Mancini2, Maria Elena Beltrami2, Elio Pierdominici2, Antonio Dell’Uomo3

RiassuntoL’analisi della comunità delle diatomee epilitiche è utilizzata in molti paesi europei ed extraeuropei come strumento di valutazione dellaqualità biologica delle acque correnti.Scopo del presente lavoro è verificare l’applicabilità dell’Indice Diatomico di Eutrofizzazione/Polluzione (EPI-D) sul fiume Tevere e suun suo tributario (Aniene) e valutare la correlazione con i principali indici diatomici europei. A tal fine il calcolo degli indici è statoeffettuato attraverso l’impiego del software Omnidia 3.2.Lo studio ha permesso di identificare un elevato numero di taxa ed ha rilevato una scadente qualità dei corsi d’acqua oggetto dell’indagine.L’EPI-D ha evidenziato una correlazione significativa con tutti gli indici considerati, ad eccezione di % PT e di IDG.

PAROLE CHIAVE: Diatomee epilitiche / indici diatomici / EPI-D / Direttiva 2000/60/CE / Tevere

Diatoms as indicators of biological quality of rivers. A comparison among EPI-D and other European methods: a case study ofTiber riverEpilithic diatoms are used for biological quality assessment in running waters in many European countries. This study represents a firstattempt to apply EPI-D diatom index to the Tiber and Aniene rivers. Other European diatom indices have been also calculated usingOMNIDIA 3.2 software and a correlation among indices has been estimated.124 diatom species have been identified. EPI-D values showed a bad quality in almost all sampling stations. EPI-D revealed a significantcorrelation with all considered indices, except for %PT and IDG.

KEY WORDS: Epilithic diatoms / diatom index / EPI-D / Water Framework Directive 2000/60/EC / Tevere

INTRODUZIONELa Direttiva 2000/60/CE (UNIONE EUROPEA, 2000)

individua tra gli elementi biologici necessari per laclassificazione dello stato ecologico dei corsi d’acqua,la “composizione e abbondanza della flora acquatica”.In questo contesto le Diatomee, organismi acquaticitra i più sensibili nella definizione della qualità biologicadei fiumi e già utilizzati in molti paesi europei edextraeuropei (WHITTON et al., 1991; WHITTON e ROTT,1996; PRYGIEL et al., 1999), possono essere elettecome rappresentanti della comunità algale.

In Italia, a seguito di studi svolti su corsi d’acqua ditipologia appenninica, è stato sviluppato un indice dia-tomico –EPI-D, Indice di Eutrofizzazione/Polluzione–basato sulla sensibilità delle Diatomee nei confronti

della sostanza organica, dei sali nutritivi e della minera-lizzazione dell’acqua, più specificatamente dei cloruri(DELL’UOMO, 1996; DELL’UOMO e TANTUCCI, 1996;GRANDONI e DELL’UOMO, 1996; DELL’UOMO e GRAN-DONI, 1997; DELL’UOMO, 1999; DELL’UOMO et al.,1999; TORRISI e DELL’UOMO, 2001; DELL’UOMO, 2004).Tale indice è stato applicato sporadicamente anche inrealtà differenti, come, ad esempio, quelle dei corsid’acqua alpini (CIUTTI et al., 2000; CAPPELLETTI et al.,2003; CIUTTI et al., 2004).

Il presente lavoro è parte integrante di un più ampioprogetto di ricerca dell’Istituto Superiore di Sanità daltitolo “Indicatori di sostenibilità per la valutazione inte-grata degli impatti antropici sulle acque superficiali e

1 Istituto Agrario di San Michele all’Adige -Via E. Mach, 1 - 38010 San Michele all’Adige (TN)2 Istituto Superiore di Sanità - Viale Regina Elena, 299 - 00161 Roma3 Università di Camerino, Dipartimento di Botanica ed Ecologia, Via Pontoni, 5 - 62032 Camerino (MC)* Referente per la corrispondenza (Fax 0461 650956; [email protected])

CAPPELLETTI et al. - Indici diatomici a confronto: il fiume Tevere104

strategie di protezione delle risorse idriche per le popo-lazioni: il caso di studio del bacino idrografico del fiumeTevere”, condotto nel corso del 2002 e del 2003. Scopodel lavoro è valutare l’efficacia dell’EPI-D nella defini-zione della qualità di acque mediamente-pesantementeimpattate e confrontarlo con gli altri indici europei.

MATERIALI E METODI

Area di studioL’indagine è stata condotta nel corso del 2002

(febbraio, maggio e ottobre) sul bacino idrografico delfiume Tevere, su quattro stazioni dell’asta principale(Passo Corese - PC, Castel Giubileo - CG, Magliana -MA e Mezzocamino - ME) e su una stazione sita sulfiume Aniene a Ponte Mammolo (A) (Fig. 1).

La stazione Passo Corese è sita circa 20 Km amonte di Roma. Il territorio circostante è adibito acoltivazioni agricole e la vegetazione perifluviale è limi-tata ad una ristretta fascia arborea, spesso discontinua.

La prima stazione localizzata all’interno della città diRoma, Castel Giubileo, si trova a valle di uno sbarra-mento idroelettrico, i cui rilasci causano frequentioscillazioni della portata e del livello dell’acqua. L’areacircostante è caratterizzata da coltivazioni e sporadi-che aree urbanizzate, mentre la fascia perifluviale pre-senta vegetazione riparia arborea discontinua. La sta-zione Magliana è localizzata a monte del depuratoreROMA SUD. L’area circostante è principalmente agri-cola con qualche insediamento urbano. La fascia divegetazione riparia, arborea ed arbustiva, è molto strettae discontinua. La stazione Mezzocamino è localizzata avalle del depuratore ROMA SUD in un’area principal-mente agricola. La fascia di vegetazione perifluviale,stretta e spesso interrotta, è arborea. Il detrito è fre-quentemente anaerobico. Nelle stazioni indagate l’al-veo è raddrizzato, la corrente è uniforme e i sedimentisono sabbiosi o limosi. Il periphyton è generalmentesviluppato, mentre le macrofite acquatiche sono rare.La larghezza dell’alveo è stimata tra i 40 e i 60 metri.

La stazione Ponte Mammolo è invece situata sulfiume Aniene, affluente in riva sinistra del Tevere conconfluenza all’interno della città di Roma. L’area cir-costante la stazione di campionamento è urbanizzatacon sporadiche aree coltivate e presenta una fasciariparia arbustiva. I sedimenti sono sabbiosi e spesso ildetrito è anaerobico. L’alveo, largo 8-10 metri, pre-senta una sezione naturale, mancano raschi e pozze, lacorrente è uniforme.

Studio della comunità diatomicaIl campionamento è stato effettuato secondo meto-

diche standardizzate (KELLY et al., 1998). Le Diatomeeepilitiche sono state prelevate raschiando con uno

spazzolino i substrati duri presenti (ciottoli o, in talunestazioni, substrati verticali inerti, es. piloni di ponti). Ilmateriale raccolto è stato fissato in formalina al 4%. Icampioni sono stati trattati in laboratorio con acquaossigenata a 130 vol. fino a completa ossidazione dellasostanza organica e con acido cloridrico per la dissolu-zione del carbonato di calcio. I frustuli puliti sono statiquindi montati in vetrini permanenti utilizzando la resi-na sintetica Naphrax (indice di rifrazione 1.7) (EN13946, 2003). La determinazione tassonomica è stataeffettuata fino al livello di specie con osservazione almicroscopio ottico a 1000 ingrandimenti e l’impiego dichiavi dicotomiche (KRAMMER e LANGE-BERTALOT, 1986-2000).

La valutazione dell’abbondanza relativa delle specieè stata compiuta attraverso il conteggio di 400 valvesecondo procedure standardizzate (EN 14407, 2004).Tale metodo è stato preferito a quello dell’attribuzione

Fig. 1. Mappa delle stazioni (Passo Corese PC, Castel GiubileoCG, Magliana MA, Mezzocamino ME, Aniene A).

Tab. I. Elenco dei generi e loro ricchezza in specie e varietàrilevate nella conta di 400 valve per campione.

Genere n° sp. Genere n° sp. e var. e var.

Achnanthes 7 Fragilaria 7Amphipleura 1 Frustulia 1Amphora 6 Gomphonema 5Asterionella 1 Gyrosigma 1Bacillaria 1 Melosira 1Caloneis 1 Navicula 31Cocconeis 4 Nitzschia 33Cyclostephanos 1 Reimeria 1Cyclotella 9 Rhoicosphenia 1Cymbella 3 Stephanodiscus 2Diatoma 2 Surirella 4Diploneis 1 Tot. specie e varietà 124

CAPPELLETTI et al. - Indici diatomici a confronto: il fiume Tevere 105

di classi di abbondanza –da 1, specie presente a 5,specie dominante– (DELL’UOMO et al., 1999; DEL-L’UOMO, 2004), al fine di uniformare la procedura conquella già adottata da altri metodi europei (CIUTTI et al.,2004).

Il calcolo degli indici che utilizzano le Diatomee,compreso l’EPI-D è stato effettuato attraverso l’im-piego del software Omnidia 3.2 (LECOINTE et al., 1993;LECOINTE et al., 1999). I valori ottenuti sono standar-dizzati in scala 1 a 20, così da rendere più semplice edimmediato il confronto tra i diversi metodi. Gli altriindici calcolati sono: Indice di Polluzione Specifica -IPS (CEMAGREF, 1982), Indice di Sladecek - SLA(SLADECEK, 1986), Indice di Descy - DES (DESCY,1979), Indice di Leckercq e Maquet - L&M (LECKER-CQ e MAQUET, 1987), Indice di Steinberg e Schiefele -SHE (STEINBERG e SCHIEFELE, 1988, SCHIEFELE eSCHREINER, 1991), Indice di Watanabe - WAT (WATA-NABE, 1982, 1990), Indice Trofico Diatomico di Kellye Whitton - TDI (KELLY e WHITTON, 1995; KELLY,1998), Indice Saprobico di Rott - ROTT (ROTT et al.,1997), Indice Diatomico Generico - IDG (COSTE eAYPHASSORHO, 1991), Indice di Descy e Coste - CEE(DESCY e COSTE, 1991) - Indice Biologico Diatomico -IBD (LENOIR e COSTE, 1996, PRYGIEL e COSTE, 2000),Indice Diatomico Artois-Picardie - IDAP (PRYGIEL etal., 1996). L’analisi di correlazione fra gli indici (ma-trice di correlazione con n=12 e p<0,05) è stata effet-tuata utilizzando il software STATISTICA 4.0.

RISULTATIL’analisi dei 15 campioni ha evidenziato, nel solo

conteggio di 400 valve per campione, la presenza di unelevato numero di specie e varietà (124), appartenentia 23 generi (Tab. I). Il maggior numero di taxa appar-tiene ai generi Navicula Bory sensu lato (31) e Nitz-schia A. H. Hassall (33), tipicamente presenti nel trattomedio e terminale del corso d’acqua e in ambienti

Tab. II. Valori di EPI-D (in scala 1-20 ed in scala 0-4), classi e giudizi di qualità delle stazioni indagate (Passo Corese PC, Castel GiubileoCG, Magliana MA, Mezzocamino ME, Aniene A) nei periodi febbraio (feb), maggio (mag) e ottobre (ott) 2002.

stazione data valori EPI-D scala 1-20 valori EPI-D scala 0-4 classe qualità

PC feb 13,4 1,39 II buonaPC mag 10,7 1,96 III mediocrePC ott 9,4 2,23 III mediocreCG feb 9,1 2,29 III/IV mediocre/cattivaCG mag 8,1 2,51 IV cattivaCG ott 7,2 2,69 IV cattivaM A mag 5,5 3,05 V pessimaM A ott 5,2 3,12 V pessimaME feb 8,7 2,38 IV cattivaME mag 5,9 2,97 IV/V cattiva/pessimaME ott 7,3 2,67 IV cattivaA mag 6,5 2,84 IV cattiva

polluti. Il numero totale di taxa individuati nei singolicampioni varia da 16 a 56. Il numero minore di taxa(16) è stato rilevato nel campione di maggio nellastazione Castel Giubileo; il numero maggiore (56) neicampioni di maggio e di ottobre nella stazione PassoCorese. Delle 124 specie identificate, 15 non sonocomprese nell’elenco delle specie di Omnidia 3.2 utilial fine del calcolo dell’EPI-D, poiché per esse manca-no i valori di i (indice integrato ponderato di sensibilitàdella specie) ed r (affidabilità della specie come indica-tore): risulta pertanto che una percentuale di valvevariabile dallo 0,3 % al 15,6%, a seconda dei campioni,non viene considerata dal software per il calcolo del-l’indice. I risultati del monitoraggio biologico effettua-to attraverso l’analisi della comunità delle Diatomeeepilitiche con il metodo EPI-D sono riportati nellatabella II. In generale si osserva una qualità scadentedelle stazioni in tutte le campagne di indagine, adeccezione della stazione Passo Corese nella data difebbraio, che presenta una II classe di qualità. Lesezioni indagate, sia sul Tevere sia sull’Aniene, infatti,evidenziano condizioni di marcato degrado e si colloca-no in ambienti di IV e V classe di qualità (8 dati su 12).

Il confronto fra gli indici è stato effettuato conside-rando la classificazione proposta da PRYGIEL et al.(1999), che distingue tre categorie principali di metodi:quelli che valutano la qualità generale dell’acqua equelli che valutano il solo livello trofico o il solo livellosaprobico (Tab. III). In particolare nella figura 2 sonoriportati i valori degli indici che, come l’EPI-D, valuta-no la qualità generale dell’acqua, tutti rapportati allascala 1-20. Non sono stati considerati gli indici sapro-bici e quelli trofici, che riguardano più specificatamen-te una delle componenti responsabili della qualità glo-bale del corpo idrico. Si può notare che gli indicipresentano un andamento abbastanza simile, a dimo-strazione che tutti i metodi denotano una qualità sca-dente dell’ambiente in studio, ad esclusione di IDG ed


indice di Descy, che, in determinate stazioni, hanno unevoluzione opposta a quella generale degli altri.

L’andamento comune degli indici trova confermanell’analisi di correlazione (Tab. IV). L’EPI-D è infattisignificativamente correlato con tutti gli indici, ad ec-cezione di IDG, che è l’unico, tra quelli considerati, aprevedere la determinazione delle Diatomee al livello digenere. L’altro indice che presenta bassa correlazionecon l’EPI-D è %PT (% numerica –sulla conta dellevalve– di individui tolleranti l’inquinamento), che non èpropriamente un indice, ma un dato necessario edausiliario per l’interpretazione del TDI. La correlazioneè buona, non solo con gli indici che valutano la qualitàgenerale dell’acqua, ma anche con quelli che stimano illivello saprobico e quello trofico dell’acqua. Nella ma-trice di correlazione (Tab. IV) sono riportati anche ivalori di correlazione significativa e altamente signifi-cativa per gli altri indici.

DISCUSSIONEIn generale tutti gli indici evidenziano la situazione di

degrado ambientale del tratto di bacino indagato, inquanto le Diatomee (produttori primari) sono in gradodi rilevare con puntualità l’impatto determinato dall’au-mento dei fattori eutrofizzanti e polluenti. I soli indiciche, in situazioni puntuali, hanno evidenziato un anda-mento diverso rispetto agli altri sono l’IDG, per il qualegià DELL’UOMO et al. (1999) avevano evidenziato unabassa correlazione con l’EPI-D e l’indice di Descy.Quest’ultimo è, peraltro, il primo indice diatomicosviluppato che, pur sensibile soprattutto al carico or-ganico (DESCY, 1979), considera però un numero

esiguo di taxa (106 specie e varietà) e pertanto, non èin grado di descrivere in modo appropriato la situazio-ne compromessa del Tevere. Si deve comunque tenerpresente che altre eventuali discordanze tra gli indicipossono essere legate al fatto che metodi diversi sibasano su liste specifiche non coincidenti e sviluppatein realtà differenti. Ad esempio, nell’ambiente in stu-dio, sono state rinvenute quindici specie non compresenell’elenco dei taxa considerati dall’EPI-D. Da quiemerge la necessità di avviare una raccolta di dati indiverse realtà italiane per procedere alla messa a puntodi una metodica standardizzata che possa essere appli-cata correntemente in tutta la nazione. Si osservacomunque, che in ambienti polluti, come quello ogget-

Tab. III. Classificazione degli indici basati sulle Diatomee proposta da PRYGIEL et al. (1999).

Metodi per la valutazione della qualità generale dell’acquaComprendono gli INDICI DIATOMICI, basati su abbondanza, sensibilità all’inquinamento, valore indicatore ed utilizzano la formula diZELINKA e MARVAN (1961), che deriva dal sistema saprobico:

- DES - Indice di Descy (DESCY, 1979)- IPS - Indice di Polluzione Specifico (Coste, in CEMAGREF, 1982)- IDG: Indice Diatomico Generico (RUMEAU e COSTE, 1988)- L&M : Indice di Leclercq e Maquet (LECLERCQ e MAQUET, 1987)- IDAP: Indice Diatomico Artois Picardie (PRYGIEL et al., 1996)- IBD: Indice Biologico Diatomico (LENOIR e COSTE, 1996- EPI-D: Indice di Eutrofizzazione e Polluzione (DELL’UOMO, 1996)

Ed altri indici:- CEE: Indice di Descy e Coste (DESCY e COSTE, 1990; 1991)- Indice di Round (ROUND, 1993)

Metodi per la valutazione del livello saprobico- SHE: Indice di Steinberg e Schiefele (STEINBERG e SCHIEFELE, 1988, SCHIEFELE e SCHREINER, 1991)- SLA: Indice di Slàdecek (SLADECEK, 1986)- WAT: Indice Saprobico di Watanabe (WATANABE, 1982 e 1990)

Metodi per la valutazione del livello trofico- TDI: Indice Diatomico Trofico di Schiefele e Kohmann (SCHIEFELE e KOHMANN,1993)- KEL: Indice Diatomico Trofico di Kelly e Whitton (KELLY e WHITTON, 1995)

Fig. 2. Andamento degli indici che valutano la qualità generaledell’acqua (riportati all’intervallo 1-20) delle stazioni indagate(Passo Corese PC, Castel Giubileo CG, Magliana MA,Mezzocamino ME, Aniene A) nei periodi febbraio (feb), maggio(mag) e ottobre (ott) 2002.

CAPPELLETTI et al. - Indici diatomici a confronto: il fiume Tevere 107

to di indagine, il metodo EPI-D mostra una buonacorrelazione con gran parte degli indici europei.

Lo studio conferma inoltre, come osservato in unlavoro precedente (CIUTTI et al, 2004,) che la metodi-ca di assegnazione delle abbondanze attraverso il con-teggio di un numero definito di valve (400) descrive inmodo appropriato, sia pur nei suoi limiti intrinseci, lacomunità diatomica. Essa rappresenta pertanto unavalida modalità di assegnazione dell’abbondanza relati-va da utilizzarsi in modo routinario e speditivo ai finidella sorveglianza ambientale.

CONCLUSIONIIn un ambiente con elevato grado di contaminazio-

ne, come quello in studio, l’EPI-D ha evidenziato unacorrelazione significativa con la maggior parte degliindici considerati. Tale risultato andrà confermato daulteriori ricerche e verificato anche in realtà con diver-sa tipologia e grado di contaminazione. Le indicazioniottenute possono costituire comunque, un supporto alprocesso di standardizzazione del metodo propostoper l’Italia, indispensabile per la predisposizione di unametodica d’indagine biologica che utilizzi i bioindicatorialgali per la valutazione dello “stato ecologico” dei corsid’acqua, come previsto dalla Water Framework Direc-tive (CIUTTI, 2003). Il presente lavoro fornisce inoltreun contributo conoscitivo sulla presenza e distribuzionedelle Diatomee epilitiche nei corsi d’acqua italiani.

Tab. IV. Matrice di correlazione (programma STATISTICA) tra gli indici selezionati (*: correlazione significativa; **: correlazionealtamente significativa).

IPS SLA DES L_M SHE WAT TDI %PT EPI_D ROTT IDG CEE IBD IDAPIPS 1 0,65340* 0,64447* 0,63892* 0,81289** 0,89782** -0,49735 -0,01649 0,86734** 0,81161** 0,52986 0,83518** 0,57191 0,91320**SLA 1 0,93403** 0,85227** 0,87962** 0,72709** -0,59190* 0,24954 0,81871** 0,9086** -0,19686 0,9192** 0,28905 0,54107DES 1 0,85174** 0,94457** 0,65875* -0,46992 0,07794 0,80438** 0,95093** -0,11205 0,93364** 0,30182 0,58978L_M 1 0,82278** 0,81473** -0,47526 0,01696 0,86153** 0,85416** 0,09022 0,76458** 0,68360* 0,67366SHE 1 0,75378** -0,57586 -0,03718 0,91148** 0,95295** 0,15987 0,96470** 0,41165 0,75099**WAT 1 -0,53872 0,01309 0,89896** 0,80623** 0,39844 0,76959** 0,69436* 0,85978**TDI 1 0,24142 -0,74206** -0,43263 -0,14748 -0,57337 -0,14411 -0,45587%PT 1 -0,17066 0,14673 -0,50636 0,09666 -0,09586 -0,19161EPI_D 1 0,85426** 0,35401 0,87194** 0,59255* 0,83644**ROTT 1 0,08780 0,96296** 0,44225 0,74688**IDG 1 0,07150 0,61245* 0,66193CEE 1 0,30592 0,73153**IBD 1 0,72782**IDAP 1

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Esperienze di studio della qualità biologica dicorsi d’acqua italiani mediante l’uso delle diatomee

Maurizio Battegazzore1*, Stefano Fenoglio2, Luana Gallo3, Lucio Lucadamo3, Angelo Morisi1

1 A.R.P.A. Piemonte, Dipartimento di Cuneo, via D’Azeglio 4, I-12100 Cuneo.2 Di.S.A.V., Università del Piemonte Orientale, C.so Borsalino 54, I-15100 Alessandria3 Università della Calabria, Dip.di Ecologia, v.Ponte P. Bucci 4B, I-87036 Arcavacata di Rende (CS)* Referente per la corrispondenza (fax 0171 6075205; [email protected])

RiassuntoIl presente studio è stato condotto nel Novembre 2000 su 6 corsi d’acqua del Parco Nazionale del Pollino per valutarne la qualità sulla basedelle comunità di Diatomee bentoniche. Sono stati identificati 67 taxa, sulla base dei quali è stato calcolato il valore dell’indice dipolluzione/eutrofizzazione EPI-D. Coi dati tassonomici, assieme a quelli di 5 variabili chimico-fisiche, è stata effettuata l’analisi dellecorrispondenze (CORANA). Questi risultati, insieme a quelli dell’indice NNS che valuta il disturbo fisico, hanno permesso di distinguerele stazioni del versante tirrenico (risultate di qualità migliore) da quelle lucane. Inoltre, sono state esaminate due situazioni particolari: lastazione sul Fiume Sarmento con una proporzione bassa di taxa mobili e la stazione sul Fiume Peschiera con valori relativamente elevatidegli indici NNS ed EPI-D. Come cause sono state ipotizzate rispettivamente i fattori idrologici e l’ombreggiatura. Un secondo studio,condotto nel 2001 su 6 corsi d’acqua sorgivi nella Valle Pesio, ha permesso, attraverso gli indici citati e l’analisi TWINSPAN di metterein evidenza una qualità complessivamente elevata, ma anche gli effetti di alcune attività antropiche. Complessivamente, gli indici diatomicihanno mostrato di essere applicabili in diversi ambienti di acqua corrente, in aree geografiche lontane caratterizzate da climi e altitudinidifferenti. Le Diatomee bentoniche rivestono un particolare interesse ai fini della Direttiva 2000/60/UE: si possono utilizzare per ilmonitoraggio qualitativo delle acque correnti anche laddove altri metodi, compresi quelli attualmente più utilizzati, sono difficili oimpossibili da applicare.

PAROLE CHIAVE: Diatomee / Indici biotici / Direttiva 2000/60/CE

Experiences in quality evaluation of italian watercourses based on diatomsThe benthic Diatom communities in 6 rivers in the Pollino National Park were sampled in November 2000. 67 taxa were identified andvalues of EPI-D eutrophication/pollution index and NNS, an index based on the proportion of motile diatom species for the evaluationof the degree of physical disturbance, were calculated. The stations on the Argentino and Abatemarco rivers (Tyrrhenian basins) showedhigher quality than those situated within the Ionian basins. Correspondence analysis (CORANA) performed on taxonomic and chemical-physical data discriminated the “Tyrrhenian” stations from the “Ionian” ones. The station on the Sarmento R. showed the lowest NNSvalue, and the one on the Peschiera R. showed a high value for both NNS and EPI-D. We hypothesize hydrological factors and shadingof the stream bed, respectively, as explanations. The second study was undertaken on 6 spring environments in the upper Pesio Valley,NW Italy. 98 taxa were identified in the samples taken in spring, summer and autumn of 2001. EPI-D values were always in the firstquality class. The NNS index and TWINSPAN classification indicated a slight degree of impact, in two springs, presumably due to acombination of pasture and recreational activities.The 2 indices proved to be appropriate for the evaluation of the quality of a variety of watercourses, in geographically separate areas andsituated in a wide range of different altitudes and climatic conditions. Both indices can be used in environments where other standardizedmethods (including currently adopted ones) can prove difficult to use.

KEY WORDS: Diatoms / Biotic Indices / 2000/60/CE Directive

INTRODUZIONELe Diatomee sono generalmente ritenute un gruppo

tassonomico particolarmente idoneo per valutare nonsolo la qualità biologica delle acque, ma anche altriaspetti dell’ecologia degli ambienti delle acque corren-

ti, compresi quelli dove altre componenti, quali quellaittica o quella macrobentonica, risultano assenti o diffi-cilmente campionabili. Infatti, ogni taxon delle Diato-mee si colloca entro una gamma di risposte possibili ai

BATTEGAZZORE et al. - Diatomee e qualità dei corsi d’acqua: due studi italiani110

gio routinario dei corsi d’acqua; due studi condotti inalcuni corsi d’acqua nell’area del Parco Nazionale delPollino (Calabria e Lucania) e a valle di alcune sorgentisul versante piemontese delle Alpi Liguri, costituisco-no l’oggetto del presente lavoro, finalizzato a valutarel’utilizzabilità dei metodi basati sulle Diatomee in areegeografiche e condizioni ambientali differenti. Partedei risultati dei due lavori citati, compresi gli elenchifloristici completi di tutti i campioni, è riportata rispet-tivamente in BATTEGAZZORE et al. (2004a, 2004b). Conil presente articolo si intende invece verificare l’ade-guatezza dei metodi basati sulle Diatomee in tipologiedi corsi d’acqua italiani molto diverse dal punto di vistageografico, climatico, geologico, dell’altitudine e deifattori ambientali, in vista di un loro uso ai sensi dellanormativa comunitaria.

METODIIl primo studio è stato effettuato in 7 stazioni, 4 delle

quali sono situate sul versante Ionico (fiumi Sarmento,Sinni, Peschiera e Frida) e 3 su quello Tirrenico (fiumiArgentino ed Abatemarco) nel Parco Nazionale delPollino (Fig. 1), in un’unica campagna di campiona-

fattori ambientali o entro un gradiente di fattori biologi-ci. A tali caratteristiche delle Diatomee (la tolleranza aifattori ambientali e le caratteristiche biologiche) è statodato il nome di “attributes” o attributi (VAN DAM et al.,1994). Gli attributi meglio conosciuti sono l’umidità, lasalinità, il pH, l’esigenza rispetto all’azoto organico, ilgrado di ossigenazione, quello di trofia, la sensibilitàall’inquinamento e la mobilità (o risposta al disturbofisico). A molte specie di Diatomee è stato attribuito unvalore corrispondente alla loro collocazione nel gra-diente del singolo attributo.

L’attributo della sensibilità all’inquinamento assumeuna grande importanza alla luce dell’attuazione dellaDirettiva 2000/60/CE che prevede l’ampliamento dellagamma di organismi e di metodi da utilizzare nel moni-toraggio dei corsi d’acqua. Un altro attributo impor-tante è quello della mobilità, che può fornire informa-zioni sul grado di disturbo fisico di un ecosistemaacquatico ed è quindi complementare a quello citatoprecedentemente.

Lo studio delle Diatomee è ancora molto poco svi-luppato nel nostro Paese, nonostante la DIR 2000/60/CE preveda metodi basati sul perifiton nel monitorag-

Fig. 1. Area di studio nel territorio del Parco Nazionale del Pollino con l’indicazione delle stazioni campionate nel 2000.

BATTEGAZZORE et al. - Diatomee e qualità dei corsi d’acqua: due studi italiani 111

menti condotta nel Novembre 2000. Su ognuno deifiumi era collocata una stazione di campionamento,mentre sul fiume Abatemarco ne sono state individuatedue.

Nel secondo studio sono stati condotti 3 campiona-menti (Maggio, Agosto e Ottobre 2001) in 6 stazionisituate a valle di altrettante sorgenti nella parte superio-re del bacino del T. Pesio (nel Parco regionale AltaValle Pesio e Tanaro in Prov. di Cuneo, Piemonte –Fig.2).

Nella tabella I vengono riportati alcuni dati checaratterizzano le stazioni di campionamento. Oltre alledifferenze climatiche e geografiche, le stazioni dellaValle Pesio sono ubicate in una fascia altitudinale piùalta rispetto alle stazioni del Pollino. Dal punto di vistageologico, le stazioni del Pollino sono tutte situate inaree a substrato sedimentario, caratterizzate da roccecarbonatiche calcareo-dolomitiche. I substrati dellestazioni della Valle Pesio possono invece essere distinti

Fig. 2. Area di studio dei corsi d’acqua sorgentizi dell’Alta Valle Pesio, con indicazione delle principali attività antropiche (gias ossìaedifici adibiti alla pastorizia, aree di pascolo, rifugi, sorgenti captate). Le stazioni, indicate coi numerie da 1 a 6, corrispondono alle sigleda Pe1 a Pe6 riportate in altre parti di questo lavoro.

in base alla prevalenza di rocce carbonatiche (stazioniPe1 e Pe2 nel Vallone del Marguareis) oppure di roccesilicee (stazioni dalla Pe3 alla Pe6 nel Vallone di Sestre-ra).

Tutte le sorgenti sono in qualche misura interessateda vicino dalle attività estive di pascolo, come si puònotare nella Fig. 2, dove sono indicate anche le ubica-zioni dei “gias”, aree di sosta del bestiame con edificitipici utilizzati dai pastori; le sorgenti Pe3 e Pe4 sonoaltresì molto prossime ad un rifugio molto frequentatodagli escursionisti. Le sorgenti Pe3 e Pe6 sono ancheutilizzate per l’approvigionamento idrico, la prima aservizio del rifugio, la seconda di un “gias”.

Le Diatomee sono state campionate spazzolando 5sassi per una superficie complessiva di circa 200 cm2

e conservate in formalina. In laboratorio, sono statipreparati vetrini permanenti centrifugando i campioniper 3 volte a 1500 giri al minuto, calcinando un’aliquo-ta a 550 °C per 1h e fissandola con il mezzo ottico


Tab. II. Classi di Qualità in base ai possibili valori dell’ EPI-D inscala 0-4 e 1-20 (DELL’UOMO, 2004).

Classe EPI-D EPI-D Giudizio ColoreQualità (scala 0-4) (scala 1-20)

I > 0,0 < 1,0 15 - 20 Ottima BluII > 1,0 < 1,7 12 - 15 Buona VerdeIII > 1,7 < 2,3 9 - 12 Mediocre GialloIV > 2,3 < 3,0 6 9 Cattiva ArancioneV > 2,5 < 3,0 1 - 6 Pessima Rosso

Tab. III. Valori degli indici EPI-D(0-4) e dell’indice NNS rilevatinel Nov. 2000 in tutti i campioni del Pollino.

Stazioni tirreniche Stazioni ionicheIndici Ar1 A1 A2 F1 P1 Sa1 S1

EPI-D 0,63 0,62 0,93 1,28 1,68 1,06 1,69NNS 26,1 23,8 25,0 18,8 36,4 10,0 41,2

Tab. I. Alcuni elementi di caratterizzazione delle stazioni dicampionamento nei due studi.

Aree di studio Staz. Altitudine Bacino[m s.l.m.]

Pollino Ar1 180 ArgentinoA1 475 AbatemarcoA2 359 AbatemarcoF1 775 FridaP1 629 PeschieraSa1 158 SarmèntoS1 458 Sìnni

Alta Valle Pesio Pe1 1480 Vallone del MarguareisPe2 1923 Vallone del MarguareisPe3 2010 Vallone di SestreraPe4 1970 Vallone di SestreraPe5 1700 Vallone di SestreraPe6 1390 Vallone di Sestrera

Naphrax™. L’identificazione tassonomica è stata rea-lizzata utilizzando un microscopio Leica DMLS™ do-tato di camera lucida, con l’ausilio delle guide di KRAM-MER e LANGE-BERTALOT (1991-2000).

DELL’UOMO (1996, 1999, 2004) e DELL’UOMO et al.(1999) hanno elaborato per l’Italia l’EPI-D, un indicedi inquinamento dei corsi d’acqua basato sulle diato-mee:

∑

∑

=

==− n

jjj

n

jjjj

ra

iraDEPI

1

1

dove i è il valore indicatore del j-esimo taxon (variabileda 0,0 a 4,0) ed r è il valore di affidabilità comeindicatore (valori possibili 1, 3 o 5). L’abbondanza ainvece è stata stimata sulla base di una scala di numeriinteri da 1 (pochi individui) a 5 (specie dominante).L’indice è strutturato in modo che i valori possanoessere compresi in un intervallo fra 0,0 e 4,0.

Allo scopo di permettere l’uniformazione delle scaledegli indici diatomici a livello europeo, esiste uno sche-ma di trasformazione dei valori delle Classi dalla scala0-4 alla scala 1-20 (Tab. II).

Tenuto conto delle osservazioni di HILL et al. (2001)che hanno rilevato come le specie appartenenti aigeneri Navicula, Nitzschia e Surirella siano caratteriz-zate da un grado elevato di mobilità, e di quelle diBAHLS (1993) che ha proposto di stimare il grado didisturbo fisico dovuto ai fenomeni di sedimentazione erisospensione con la percentuale di specie mobili in uncampione, viene qui utilizzato l’indice NNS (BATTE-GAZZORE et al., 2004a):

100*.Tot

SurirellaNitzschiaNavicula

SSSSNNS ++

=

dove S è il numero di taxa appartenenti rispettivamenteai generi Navicula, Nitzschia e Surirella.

Sono state effettuate analisi chimico-fisiche secon-do le metodiche APHA (1998). In particolare, nellestazioni del Pollino sono stati rilevati i parametri tempe-ratura, pH, conducibilità, durezza e ossigeno disciolto(O.D.). Nelle stazioni delle sorgenti del Pesio, nelcorso del campionamento dell’Ottobre 2001 sono statirilevati temperatura, pH, conducibilità, durezza, Ca,Mg, ammoniaca, nitrati, nitriti, fosforo reattivo solubi-le (SRP), cloruri e solfati.

Per quanto riguarda le analisi statistiche, sui datidelle comunità di Diatomee (considerando i 32 taxa piùcomuni) e sui 5 parametri chimico-fisici rilevati nellostudio sul Pollino è stata effettuata l’analisi delle corri-

spondenze CORANA utilizzando il software Systat(WILKINSON, 1992). Per le sorgenti del T. Pesio è stataeffettuata la classificazione dei campioni di Diatomeemediante il programma TWINSPAN (HILL, 1979).

RISULTATI E DISCUSSIONENel lavoro sul Pollino sono stati identificati com-

plessivamente 98 taxa. Alcune specie relativamentetolleranti l’inquinamento –quali Navicula cryptotenel-la, N. viridula e Diatoma vulgaris– erano relativamen-te comuni nelle stazioni S1, Sa1, F1 e P1. Nellestazioni tirreniche, i taxa indicatori di ambienti benossigenati e puliti –Diatoma mesodon, D. hyemalis eCymbella delicatula– erano ben rappresentati.

Nella Tab. III vengono riportati i valori dell’EPI-D


(scala 0-4) e dell’indice NNS per tutti i campioni.Le stazioni “tirreniche” rientrano nella prima Classe

di Qualità dell’EPI-D, mentre quelle “ioniche” sononella seconda Classe. I valori dell’indice NNS presen-tano un quadro più diversificato. Infatti, mentre alcunestazioni dei bacini ionici (S1 e P1) presentano percen-tuali relativamente elevate di taxa mobili, e quindi unaindicazione di disturbo fisico piuttosto significativo,altre (F1 e, soprattutto, Sa1) presentano valori addirit-tura più bassi di quelli delle stazioni tirreniche. Perquest’ultima stazione, situata nel tratto potamale del T.Sarmento, si può ipotizzare un effetto del regime idro-logico caratterizzato dal frequente alternarsi di fortipiene e magre molto spinte, che ostacola la colonizza-zione stabile delle Diatomee mobili, come riportato daSTEVENSON (1996). Anche i valori di NNS e di EPI-D

della stazione P1, situata nel bosco Magnano, caratte-rizzata da acque peraltro di qualità chimico-fisica piut-tosto buona (Tab. IV e Fig. 3), potrebbero essereimpropriamente influenzati proprio dal fatto che sitratta dell’unica stazione situata in un tratto fortementeombreggiato, selettivo per molti taxa.

I dati chimico-fisici per le stazioni sono riportatinella tabella IV. Si può osservare come nelle stazionidel versante tirrenico i valori di conducibilità fosseropiù bassi rispetto a quelli dei bacini ionici. L’ossigenodisciolto non è mai risultato inferiore agli 8,0 mg L-1 ,mentre il pH era sempre compreso fra 8,1 e 8,3, conl’eccezione della stazione Sa1, risultata leggermentemeno basica.

Nella figura 3 viene presentato il diagramma diordinazione dell’analisi CORANA per i campioni e le

Tab. IV. Valori delle 5 variabili ambientali rilevate nello studio dei corsi d’acqua del Pollino.

Stazione Temperatura pH Conducibilità Durezza O.D.[°C] [μS cm-1] [mg L-1CaCO3] [mg L-1]

S1 25,1 8,3 504 205,4 9,1Sa1 27,3 7,6 665 198,7 11,4P1 18,5 8,3 358 193,9 8,7F1 23,7 8,3 426 196,2 8,1A2 11,3 8,2 302 179,8 10,4A1 10,4 8,2 272 155,2 10,7Ar1 13,5 8,1 353 202,0 9,8

Fig. 3. Grafico dei primi 2 assi dell’Analisi delle Corrispondenze realizzata con il programma Systat (WILKINSON, 1992).La variabilità complessiva dei dati spiegata dall’ordinazione è del 99%. Il primo asse corrisponde –da sin. a dx.– ad un gradientedecrescente di conducibilità e temperatura e crescente degli altri parametri (O.D., pH e durezza), mentre le stazioni si dispongono lungotale gradiente da quelle ioniche Sa1, S1, F1 e P1 fino a quelle tirreniche Ar1, A1 e A2.

CORANA - stazioni (7) e parametri (5)

--- asse 1 (92%) →

— a

sse

2 (7

%)

↑


Tab. VI. Valori delle variabili ambientali rilevate nel corso del campionamento dell’Ottobre 2001 nelle stazioni della Valle Pesio.

Temp. Cond. Durezza pH Ca Mg Ca+Mg NH4 P (SRP) N-NO3 N-NO2 Cl SO 4Stazione (°C) (μS/cm) (°F) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L)

Pe1 6,4 176 <1 8,0 37,0 6,0 43,0 n.r. n.r. 0,68 n.r. 0,0 22,6Pe2 2,3 104 <1 8,0 19,6 4,9 24,5 n.r. n.r. 1,27 n.r. 1,6 3,7Pe3 3,7 72 <1 7,9 17,9 0,4 18,3 n.r. n.r. 0,85 n.r. 1,4 2,8Pe4 6,3 84 <1 7,6 21,0 0,1 21,1 n.r. n.r. 0,45 n.r. 3,5 2,5Pe5 5,1 21 <1 7,4 5,7 0,1 5,8 n.r. n.r. 1,36 n.r. 3,9 4,0Pe6 6,0 42 <1 7,4 8,4 0,5 8,9 n.r. n.r. 1,58 n.r. 1,9 3,9

variabili ambientali, dal quale si può osservare come ilprimo asse spieghi il 92% della variabilità complessivadei dati mentre il secondo asse ne spieghi il 7%. Èpiuttosto evidente il gradiente da sinistra verso destradalle stazioni tirreniche, maggiormente correlate allaconducibilità e alla temperatura, fino a quelle ioniche,positivamente correlate a ossigeno disciolto, durezza epH.

Nel lavoro sulle sorgenti del Pesio sono stati deter-minati complessivamente 67 taxa, dei quali i più comu-ni erano Achnanthes lanceolata (Brebisson) Grunowssp. lanceolata var. lanceolata, Achnanthes minutis-sima Kützing, Diatoma mesodon (Ehrenberg) Kützinge Meridion circulare (Greville) Agardh. Nella stazionePe1 Achnanthes biasolettiana Grunow era molto ab-bondante, mentree Tabellaria flocculosa Roth (Küt-zing) lo era nel campione di Agosto della sorgente Pe5.Nella tabella V si possono osservare i valori degli indiciEPI-D ed NNS nelle 3 date.

Si può osservare come i valori dell’EPI-D sianoquasi sempre entro la prima Classe di Qualità; tuttavia,alcune considerazioni meritano di essere fatte. La sta-zione Pe5 in Agosto ha mostrato un minimo davveroragguardevole, indicando una qualità eccezionalmentebuona. Per contro, i valori dell’EPI-D di Ottobre sonoscesi alla seconda Classe nelle sorgenti Pe3 e Pe4.Queste due stazioni sono anche quelle con i valori piùalti dell’indice NNS, sia ad Ottobre che come valoremedio su tutte le date. Pertanto, è ipotizzabile una fonte

di disturbo fisico che potrebbe consistere nell’effettocombinato di attività turistiche collegate al vicino rifu-gio e attività di pascolo. Le captazioni presenti nellesorgenti 3 e 6 non sembrano invece produrre effettinegativi sulla qualità così come rilevata dai due indici.

Nella tabella VI vengono riportati i valori dei rileva-menti chimico-fisici effettuati nel corso del campiona-mento di Ottobre nelle stazioni in Valle Pesio.

Come si può notare, i valori dei solfati sono netta-mente più elevati nella stazione Pe1 rispetto alle altre;ciò può essere spiegato dalla presenza di gesso nelsubstrato geologico di quell’area del Vallone del Mar-guareis. Il substrato spiega anche le differenze frasorgenti in termini di Ca e di Mg: le stazioni Pe1 e Pe2risultano le più carbonatiche, mentre la Pe5 e la Pe6,trovandosi in aree a substrato siliceo (SAPPA e PIOVA-NO, 1947), presentano valori nettamente più bassi. Frai sali nutrienti, solo i nitrati erano rilevabili, mentre icloruri erano presenti a concentrazioni piuttosto ridot-te.

Nella figura 4 si può osservare il dendrogrammadell’analisi TWINSPAN sui 18 campioni di Diatomee.

Dopo 5 divisioni, i 3 campioni della sorgente Pe1erano ancora raggruppati insieme. Lo stesso dicasi perle stazioni Pe2 e Pe6. Queste 3 sorgenti sono quindirisultate quelle con comunità di Diatomee che hannosubito meno cambiamenti nella composizione tassono-mica nel corso dei campionamenti. Il campione diAgosto della stazione Pe5 è quello che più si distingue

Tab. V. Valori singoli e medi degli indici EPI-D(0-4) ed NNS nelle stazioni della Valle Pesio.

Stazione→→→→→ Pe1 Pe2 Pe3 Pe4 Pe5 Pe6

EPI-D Mag 0,77 0,68 0,76 0,80 0,70 0,68EPI-D Ago 0,80 0,84 0,77 0,75 0,22 0,97EPI-D Ott 0,81 0,84 1,16 1,13 0,73 0,63EPI-D medio 0,79 0,79 0,90 0,89 0,55 0,76

NNS Mag 22,2 6,3 13,3 21,4 0,0 18,9NNS Ago 15,4 13,3 16,7 19,0 6,3 12,5NNS Ott 12,5 13,6 40,0 37,5 25,0 21,4NNS medio 16,7 11,1 23,3 26,0 10,4 17,6


dagli altri (presumibilmente a causa della prevalenza ditaxa indicatori di una qualità particolarmente elevata, inaccordo con quanto scritto sopra).

Le altre stazioni che hanno evidenziato scostamentinella composizione nel corso dei 3 campionamentisono la Pe 4 e, soprattutto, la Pe3, per la quale i 3campioni hanno mostrato di essere sempre più simili acampioni di altre stazioni che tra di loro. In definitiva,ciò conferma quanto già emerso con gli indici diatomi-ci, cioè che le sorgenti 3 e 4 sono da ritenersi quelleche subiscono i peggioramenti di qualità relativamentepiù grandi nel corso dei campionamenti. Tra le causedi tale sia pur modesto grado di alterazione che è statoriscontrato, possono essere ipotizzate la combinazionedelle attività di pascolo e di quelle ricreative legate allapresenza del rifugio, con una prevalenza di questeultime. Sembrano da escludere, invece, effetti signifi-cativi dovuti alle captazioni idriche delle sorgenti 3 e 6(di modesta entità e realizzate con tecniche poco im-pattanti).

CONCLUSIONINel quadro della Direttiva 2000/60/UE, il presente

lavoro conferma che le comunità di Diatomee possono

essere un importante complemento dei metodi piùcollaudati per la classificazione ecologica dei corsid’acqua: a) per il loro diverso intervallo di risposta aifattori di inquinamento, b) per l’ampia varietà di habitatcolonizzabili, c) per la significativa estensione geogra-fica, climatica e altitudinale degli ambienti acquatici neiquali si trovano comunità di Diatomee ben strutturate ed) per la loro risposta misurabile anche rispetto afattori di disturbo di tipo fisico.

Le comunità di Diatomee sembrano rispondere an-che a piccole variazioni dei fattori ambientali; tuttavia,nel confronto fra campioni, occorre prestare attenzio-ne ai fattori diversi dall’inquinamento che selezionano itaxa di Diatomee, come la luminosità, l’idrologia e latipologia di substrato geologico. Il grado di standardiz-zazione dei protocolli applicativi dei metodi basati sugliindici diatomici potrebbe e dovrebbe essere miglioratoper ridurre questi problemi.

Infine, con poche eccezioni, in Italia la preparazionetassonomica necessaria per il riconoscimento delleDiatomee a livello di specie è attualmente carente sianelle Agenzie Regionali per la Protezione Ambientaleche nelle Università; andrebbe pertanto attuato un grandesforzo di formazione in questa direzione.

Fig. 4. Dendrogramma di classificazione dei 18 campioni di Diatomee del 2001 nell’Alta Valle Pesio con analisi effettuata col programmaTWINSPAN (HILL, 1979) fermata dopo 5 divisioni. Si può osservare come la comunità nella stazione Pe5 di Agosto sia risultata la menosimile rispetto a tutte le altre. I campioni stagionali della stazioni Pe1 (ma anche quelli delle stazioni Pe2 e Pe6) sono risultati sempre piùsimili tra di loro che con gli altri campioni. Invece, le comunità della sorgente Pe4 e - ancora di più - della Pe3, sono risultati piuttostodissimili tra loro nel corso dei campionamenti, anche a causa delle variazioni della qualità delle acque e di fattori di disturbo fisico.

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Pe5ago

Pe2mag Pe2ago Pe2ott


Pe3ago Pe4mag

Pe3mag Pe5mag Pe5ott

Pe3ott Pe4ago Pe4ott



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Dal Decreto Legislativo 152/99 alla Direttiva Quadro:ruolo dell’Ecotossicologia

Eros Bacci*, Davide Baroni, Samantha Caneschi

Dipartimento di Scienze Ambientali - Università degli Studi di Siena, Via P.A. Mattioli, 4 - 53100 Siena* Referente per la corrispondenza ([email protected])

RiassuntoL’evolversi della normativa a tutela della qualità degli ecosistemi acquatici chiama le discipline ambientali ad un adeguamento dei curriculaformativi universitari. Con la nuova normativa, all’Ecotossicologia viene chiesto di contribuire alla definizione di linee-guida, criteri diqualità e standard di legge per il controllo dei microcontaminanti. Le strategie proposte per combattere l’inquinamento idrico pongonoparticolare attenzione ad una lista di sostanze prioritarie, allo scopo di eliminare le sostanze pericolose introdotte dall’uomo e portare aivalori di fondo quelle naturali. Queste sono state individuate sulla base di analisi di rischio incentrate sulla determinazione dell’ecotossicitàacquatica e della tossicità di ritorno sulla specie umana, via i sistemi acquatici. La norma non pretende di essere esaustiva, tassativa eperfetta: infatti contiene imperfezioni ed imprecisioni che potranno essere corrette, ponendo al centro uno sforzo diretto all’analisi deidiversi sistemi. L’Ecotossicologia può essere d’aiuto nell’identificare e classificare i diversi problemi di contaminazione o inquinamentoeventualmente presenti, dopo aver esaminato sorgenti, destino, effetti e trend delle diverse sostanze presenti in un determinato ambitoterritoriale. L’integrazione delle acquisizioni fornite dai diversi indicatori di stato dei sistemi acquatici pemetterà di quantificare il gradodi naturalità dei diversi ambienti, evidenziando punti di attrito e necessità d’intervento.

PAROLE CHIAVE: Qualità sistemi acquatici / Nuova normativa / Ecotossicologia / Priorità d’intervento

Freshwater quality conservation: from past to new regulation. The role of EcotoxicologyThe evolution of environmental regulation is asking Academy for un effort in making environmental disciplines able to contribute inpreserving or recovering naturality in aquatic ecosystems. Ecoxicology contributes in defining guide-lines, quality criteria and legalstandards for microcontaminants. A list of priority hazardous substances, selected on a risk-based assessment, is suggested to achieve theelimination of xenobiotics and to reach concentrations near background values for naturally occurring substances. Priority lists actuallyshould be considered as general indications, and verified on a local basis, after an exaustive system analysis and some adjustment.Ecotoxicology may help in identifying and ranking contamination and pollution problems, after the examination of sources (past andactive), fate, effects and trends of different substances of a given environment. The integration of different indicators will led to quantifythe degree of naturality in different environments, revealing hot spots and indicating action needs.

KEY WORDS: Aquatic system quality / New regulation / Ecotoxicology / Action priorities

INTRODUZIONEL’evoluzione della normativa nazionale e dell’Unio-

ne Europea in materia di tutela della qualità degli ecosi-stemi acquatici chiama anche l’Accademia ad unaverifica dell’adeguatezza dei curricula formativi dellediscipline ambientali. Tra queste anche l’Ecotossicolo-gia, che studia il destino e gli effetti dei contaminantinei sistemi naturali, anche con metodi predittivi, adiversi livelli di organizzazione (BACCI e VIGHI, 1998),deve trovare una collocazione adeguata alle necessitàapplicative del momento, pur non dimenticando lo

sviluppo di strategie e ricerche di base proprie. Delresto i criteri scientifici su cui si fondano le normedevono continuare ad essere sviluppati nelle sedi pro-prie della ricerca ed, in particolare, nelle Università.

In passato l’Ecotossicologia ha contribuito alla defi-nizione di linee-guida, criteri di qualità, standard dilegge per diverse sostanze biologicamente attive, equesto ruolo le viene riconosciuto e conservato anchenella Direttiva Quadro. Questa costituisce uno stru-mento comunitario d’azione per la conservazione della

BACCI et al. - Ecotossicologia: dal D. Lgs. 152/99 alla Direttiva Quadro118

qualità dei sistemi acquatici, intesi come ecosistemicaratterizzabili sulla base di un set di descrittori biolo-gici, chimico-fisici ed idromorfologici.

All’Ecotossicologia viene chiesto di contribuire almantenimento o al recupero del “buono stato” e diimpedire il deterioramento dei sistemi acquatici. Lestrategie proposte per combattere l’inquinamento idri-co pongono particolare attenzione ad una lista di so-stanze prioritarie. Queste sono state individuate sullabase di analisi di rischio incentrate sulla determinazionedell’ecotossicità acquatica e della tossicità di ritornosulla specie umana via i sistemi acquatici. Si parla dirischio “intrinseco”, legato alla natura delle diversesostanze, più che alle caratteristiche del sistema in cuivengono immesse. Nuovi standard di qualità dovrannoessere adottati per le acque superficiali, per i sedimen-ti, per gli organismi acquatici. L’armonizzazione diquesti potrà essere via via perfezionata tenendo contodei meccanismi di partizione dei contaminanti, miglio-rando le conoscenze sui fenomeni che ne governano ildestino ambientale.

Ecco che, finalmente, l’Ecotossicologia non potràpiù chiudersi in un mondo ristretto, quello sostanzial-mente della Tossicologia Acquatica, non poi così dis-simile da quella Classica ed includere, finalmente, tuttiquegli aspetti relativi alla comprensione delle traiettorieambientali dei contaminanti, ancora troppo poco con-siderate.

Inoltre il controllo dello stato degli ecosistemi ac-quatici impone un’analisi, da effettuare caso per caso,in grado di identificare, nell’ambito di distinte Ecore-gioni, i diversi “tipi” di riferimento e le deviazioni dallanaturalità che possono manifestarsi come conseguen-za di pressione antropica. Quest’analisi porta alla quan-tificazione del disturbo, alla valutazione dell’impatto.Emergeranno, inevitabilmente, le criticità che potrannoessere non necessariamente dipendenti solo dall’azionedi sostanze “tossiche” (biocidi, elementi in tracce peri-colosi ...).

Con questi nuovi (ma in realtà già “vecchi”) compi-ti, l’Ecotossicologia, intesa come disciplina trasversalea Ecologia, Tossicologia Ambientale e Chimica Am-bientale, potrà uscire dal suo ruolo consolidato e forni-re un supporto adeguato alle necessità di uno sviluppoun po’ meno insostenibile.

Di seguito si cercherà di illustrare in modo piùesaustivo questi concetti fondamentali.

1. La norma deriva da criteri scientificiapplicati non senza forzature e compromessi

Ogni volta che si mettono in pratica i dettami delleleggi ci si dovrebbe ricordare che il dettaglio di unatabella riportante, ad esempio, una concentrazione li-mite da non superare, nasce da una serie di conoscen-

ze scientifiche (criterio) che hanno dato origine:a) alle finalità della legge;b) ai limiti di legge.

Se per le finalità, di regola, non esistono importantiproblemi di trasferimento da criterio a norma, quandosi formulano “tabelle”, non sempre si è in grado dirispettare i criteri scientifici di base e lo spirito stessodella norma.

La Direttiva Quadro, con l’Allegato X (Decisione2455/2001/CE del Parlamento Europeo e del Consigliodel 20 novembre 2001) indica un elenco di sostanzeprioritarie, che comprende pesticidi, elementi in trac-ce, prodotti anti-fouling, cloroparaffine, contaminantiglobali ... che, paradossalmente, può risultare fuor-viante allo scopo di un’azione di monitoraggio dellostato di contaminazione di un ecosistema acquatico.

Con l’Allegato VIII della Direttiva 2000/60/CE so-pra richiamata si fornisce un “elenco indicativo deiprincipali inquinanti”. Questo comprende:1. composti organoalogenati e sostanze che possono

dare origine a tali composti nell’ambiente acquatico;2. composti organofosforici;3. composti organostannici;4. sostanze e preparati, o i relativi prodotti di decom-

posizione, di cui è dimostrata la cancerogenicità omutagenicità e che possono avere ripercussionisulle funzioni steroidea, tiroidea, riproduttiva o sualtre funzioni endocrine connesse nell’ambienteacquatico o attraverso di esso;

5. idrocarburi persistenti e sostanze organiche tossi-che persistenti e bioaccumulabili;

6. cianuri (da intendersi, probabilmente “cianuri libe-ri”);

7. metalli e relativi composti;8. arsenico e relativi composti;9. biocidi e prodotti fitosanitari;10. materia in sospensione;11. sostanze che contribuiscono all’eutrofizzazione (in

particolare nitrati e fosfati);12. sostanze che hanno effetti negativi sul bilancio

dell’ossigeno (e che possono essere misurate conparametri come BOD, COD, etc.).

Se proviamo a pensare di mettere in pratica leindicazioni dell’Allegato VIII, in fase di individuazionedella pressione antropica in un determinato distrettoidrografico, ci rendiamo conto della difficoltà oggetti-va della predisposizione di un Regolamento Attuativodella norma, demandato ai singoli Paesi membri del-l’UE.

Ed ecco come si comportano i Governi: con Decre-to 6 novembre 2003, n° 367 il Ministero dell’Ambientee della Tutela del Territorio ha emanato il Regolamentoconcernente la fissazione di standard di qualità nel-l’ambiente acquatico per le sostanze pericolose, ai

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sensi dell’art. 3, comma 4, del D. Lgs. 11 maggio1999, n° 152.

Testuale: «Le Regioni individuano le sostanze peri-colose da controllare in funzione della loro potenzialepresenza» … omissis ...

Se si procederà come per la norma VIA, moltecompetenze saranno in seguito trasferite alle Provincee ai Comuni. Considerata la “potenza di fuoco” dellestrutture in forza presso gli Enti Locali, viene dachiedersi cosa accadrà, di fatto.

Scorrendo l’elenco indicativo dei principali inqui-nanti, nonché la lista delle sostanze prioritarie (che, nelprossimo futuro non potrà che allungarsi), viene dadomandarsi quanta acqua, quanti sedimenti, quantiorganismi e, soprattutto quale sforzo di lavoro edeconomico saranno necessari per le analisi. Ai tempidell’atrazina, una signora proprietaria di un lago artifi-ciale si rivolse ai nostri laboratori chiedendo di effet-tuare “tutte le analisi”. Mi permisi di far notare allasignora che prima di muovere la macchina delle analisi,occorreva analizzare il problema per restringere il campod’azione. Se si trattava di un erbicida, avremmo dovu-to indirizzarci su quel composto o sui suoi derivati,altrimenti forse tutta l’acqua del lago non sarebbe statasufficiente per i campionamenti.

La macchina delle analisi costa tempo, denaro, im-pegno umano che non possono essere impiegati acaso. La lista dell’Allegato VIII è un’affermazione diprincipio indiscutibile, ma difficilmente praticabile, ol-tre ad essere ricca di imprecisioni. Viene alla memoriail cammino tortuoso che a livello di Unione Europea stacaratterizzando l’evolversi (o meglio il non evolversi)della normativa in materia di Valutazione d’ImpattoAmbientale Strategica (VAS): per superare la Valuta-zione d’Impatto Ambientale (VIA) che opera a livellodi Progetto (ed opera, in maniera abbastanza efficace),si è voluto agire a livello di Politiche, Piani e Program-mi (PPP).

Già dalle origini, la VIA chiusa sul piano progettualepresentava contraddizioni con le sue aspirazioni d’in-tervento a livello politico-decisionale. Nonostante laVIA pretenda di soppesare “tutti” gli aspetti (sociali,economici, ambientali …), portata sul piano strategico(PPP) mostra difficoltà ad assolvere pienamente il suocompito. CARATTI e TARQUINI (2002) hanno recente-mente sottolineato come l’inadeguatezza della VIA perun ruolo strategico consista in:- sfasatura temporale tra le decisioni politiche e quelle

“tecniche” tipiche di una procedura di VIA;- la natura delle decisioni: più generiche e generali in

politica, più pragmatiche e tecnocratiche nella VIA;- il livello di conoscenze: per la VIA è piuttosto vasto

ed articolato, non così per la politica e per la pianifi-cazione.

In questo modo la VAS si dirige verso un ruolodiverso dalla VIA, avente per obiettivo la promozionedello sviluppo sostenibile e di politiche più sensibili agliaspetti ambientali (PARTIDARIO, 2000). Paradossalmen-te, alzando il “tiro” dalla VIA alla VAS si giunge avanificarne i risultati: spesso l’oggetto della VAS vieneridotto al rango di modeste “implicazioni” (neanche“effetti”), quando non si afferma che la valutazionenon è affatto tale e si limita a fornire un ‘holisticunderstanding’ che lascia il tempo che trova.

Il risultato: un proliferare di convenzioni internazio-nali, dichiarazioni, raccomandazioni che raccolgonol’impegno delle Parti contraenti o dei Governi degliStati destinatari ad applicare la procedura di VIA stra-tegica.

Qui corriamo lo stesso rischio: per cercare “tutti”gli inquinanti possibili (senza prima individuare i pro-babili), l’azione legislativa, paradossalmente, perdetragicamente di efficacia e cade in una sorta di Babeledalla quale occorrerà uscire, prima ancora di entrarci.

2. Le imprecisioni: inevitabiliVenendo alle imprecisioni, di seguito qualche esem-

pio.

Composti organoalogenati e sostanze che possono dareorigine a tali composti nell’ambiente acquatico

I processi di sanitarizzazione delle acque ad usopotabile, come pure i processi di trattamenti anti-fouling di acque di raffreddamento di impianti indu-striali o centrali termo-elettriche fanno uso di sostanzeossidanti alogenate che danno origine a trialometani(più precisamente: cloroformio, bromoformio, diclo-robromometano, dibromoclorometano). Questi tendo-no a trasferirsi in aria dopo un tempo più o meno lungotrascorso nei corpi idrici riceventi le acque trattate.Una ricerca di questi composti in acque non turbolentepotrà dare facilmente positività anche oltre la tolleranzadi cui al D. Lgs. 2 febbraio 2001, n° 31 che stabilisce ilimiti per le acque destinate ad uso potabile.

Se poi si cercano contaminanti globali, come i poli-clorobifenili, sarà facile incorrere in “problemi”: lanorma per le bonifiche stabilisce che per l’uso residen-ziale ed a verde (sarà difficile attribuire ad un corsod’acqua un uso “industriale”) il limite per i suoli è0,001 mg/kg. Applicando la norma dei suoli, i PCB neisedimenti sicuramente supereranno il limite per l’usoverde. Valori di 2÷15 mg/kg si trovano nei sedimenti dilaghi alpini d’alta quota (GRIMALT et al., 2004). Unariduzione della frazione di carbonio organico presentenei sedimenti può diminuirne l’affinità per sostanzeidrofobe come i PCB, permettendone un avvicinamen-to ai nuovi standard di qualità già adottati nella norma-tiva nazionale (vedi Tabella 2 in Allegato A al Decreto 6


novembre 2003, n. 367, Ministero dell’Ambiente edella Tutela del Territorio. Regolamento concernentela fissazione di standard di qualità nell’ambiente acqua-tico per le sostanze pericolose, ai sensi dell’articolo 3,comma 4, del decreto legislativo 11 maggio 1999, n.152. GU n. 5 del 8-1-2004). I nuovi standard per isedimenti di ambienti marino-costieri, lagune e stagnidi costa indicano “provvisoriamente” una concentra-zione di 4 mg/kg. Con oltre 3 milioni di tonnellate diPCB immesse nei sistemi naturali della Terra, saràdifficile rientrare nello standard di qualità anche nel2015, considerata l’inerzia del Pianeta ed il fatto che iPCB non sono più in uso solo nei Paesi sviluppati, checontinuano a produrli per quelli in via di sviluppo.

Per gli organoalogenati, solo definirne la lista, cheinclude policlorodibenzo-para-diossine e dibenzofura-ni (PCDD/F) e cloroparaffine C10-C13 non sarà cosa dapoco. Di queste ultime non si sa molto, se non chestanno creando qualche problema in più alle lineeanalitiche: di fatto non esiste metodica analitica accre-ditata. Per PCDD/F, non si deve dimenticare chederivano non solo dalla combustione di rifiuti solidiurbani e assimilabili, ma anche dal consumo di combu-stibili, inclusi quelli per autotrazione. Il “fondo” diPCDD/F nei sedimenti di corsi d’acqua, laghi, lagune ostagni costieri in corrispondenza di aree urbane èspesso dell’ordine di qualche pg/g, come concentra-zione tossica equivalente (TEC), superiore all’1,5 pgequivalenti per grammo indicati in Tabella 2 in AllegatoA al Decreto 6 novembre 2003, n. 367, Ministerodell’Ambiente e della Tutela del Territorio.

Sostanze e preparati, o i relativi prodotti di decompo-sizione, di cui è dimostrata la cancerogenicità o muta-genicità e che possono avere ripercussioni sulle fun-zioni steroidea, tiroidea, riproduttiva o su altre fun-zioni endocrine connesse nell’ambiente acquatico oattraverso di esso

Si lascia intendere una equivalenza sostanziale tracancerogeno e mutageno. È da tempo dimostrato comele sostanze mutagene possono avere la stessa probabi-lità di essere cancerogene di quelle non mutagene. Adesempio, il test di Ames sulle retromutazioni di ceppi disalmonella o l’umu test presentano un valore di con-cordanza dell’ordine del 65% (REIFFERSCHEID e HEIL,1996), forse non troppo distante dalla relazione casua-le (concordanza del 50%). ZEIGER (2001) osserva chela maggior parte delle sostanze mutagene sulla Salmo-nella produce mutazioni in vitro in colture cellulari.Questo non comporta, automaticamente, fenomeni dicancerogenesi in animali di laboratorio in quanto l’in-sorgenza di un tumore è tipicamente il risultato di unasuccessione di eventi dei quali il danno genetico nerappresenta solo il primo.

Se si passa a considerare i meccanismi riproduttivi,questi sono molto delicati e possono essere compro-messi con quasi tutte le sostanze note, con dosi o livellidi esposizione opportuni: non sarà facile riuscire adefinire, in modo stabile, la lista delle sostanze cheappartengono a questo gruppo.

Idrocarburi persistenti e sostanze organiche tossichepersistenti e bioaccumulabili

La persistenza non è una proprietà intrinseca dellesostanze, ma dipende dalla capacità di ricambio delsistema (BACCI, 1994). In determinate condizioni so-stanze facilmente degradabili divengono persistenti (per-ché reimmesse continuamente), mentre sostanze nondegradabili possono essere persistenti in alcuni com-parti di sequestro (es. sedimenti), con un modestoritorno in rete alimentare. La octaclorodibenzo-p-dios-sina (OCDD) è ubiquitaria e persistente, ma di scarsosignificato tossicologico. Nonostante questo, nella nor-ma si è deciso di adottare, per tale sostanza, un Fattoredi Equivalenza Tossica rispetto alla “Diossina di Seve-so” (2,3,7,8-tetraclorodibenzo-p-diossina) dieci voltesuperiore a quello indicato dalla WHO nella riunione diesperti di Stoccolma (Svezia) nel giugno 1997 (10-3

contro 10-4; VAN LEEUWEN et al., 2000). È probabileche quest’eccessiva cautela provochi più di un proble-ma, in sede di applicazione dei nuovi standard diqualità, anche in considerazione del fatto che la OCDDche si ritrova, ad esempio, nei sedimenti di sistemiacquatici può derivare da una sintesi de novo in atmo-sfera a partire da vapori di pentaclorofenolo (BAKER eHITES, 2000).

3. Non la ricerca dei contaminanti da una listapreconfezionata, ma l’analisi del sistema

L’Ecotossicologia si colloca, nella normativa cor-rente (D. Lgs. 11 maggio 1999, n° 152 modificato dalD. Lgs. del 18 agosto 2000, n° 258), tra SECA (StatoEcologico dei Corsi d’Acqua) e SACA (Stato Ambien-tale dei Corsi d’Acqua).

Il valore di SECA si ottiene incrociando gli indiciricavati dai descrittori LIM (Livello di Inquinamento daMacrodescrittori, derivato dai sette parametri macro-descrittori chimici e microbiologici: Azoto nitrico, Azotoammoniacale, Ossigeno disciolto, BOD5, COD, Fosfo-ro totale, Escherichia coli o, in alternativa, il 90% delvalore dei Coliformi Fecali; SPAGGIARI e FRANCESCHINI,2000) e di IBE (Indice Biotico Esteso ricavato dallostudio della comunità macrobentonica del corso d’ac-qua).

Lo Stato Ambientale del corso d’acqua (SACA)deriva dall’incrocio dello stato ecologico con lo statochimico (si può distinguere un SECA derivante dalleindagini svolte sulla colonna d’acqua da un SECA

BACCI et al. - Ecotossicologia: dal D. Lgs. 152/99 alla Direttiva Quadro 121

complessivo che prende in considerazione anche lostato dei sedimenti). Lo Stato Chimico viene definito inbase al superamento di valori soglia per microinqui-nanti o sostanze chimiche pericolose.

La Direttiva Quadro (All. V), fornisce i criteri diclassificazione dei corpi idrici e l’Ecotossicologia vie-ne chiamata in causa con la procedura per la fissazionedegli standard di qualità chimica. La contestualizzazio-ne degli studi sulla distribuzione di microcontaminantipermetterà di rilevare le criticità presenti, se del caso, ele necessità d’intervento. Come già ricordato sopra,l’art. 2 del D. 6 novembre 2003, n° 367 emanato dalMinistero dell’Ambiente e della Tutela del Territoriorecita, al primo comma: “Le regioni individuano lesostanze pericolose da controllare in funzione dellaloro potenziale presenza: a) nei cicli industriali; b) negliscarichi in fognatura e nei corpi idrici ricettori; c) nelleproduzione agricole; d) in ogni altro centro di attivitàche possa determinare situazioni di pericolo attraversoinquinamento di origine diffusa nell’ambiente idrico”.

Lo sforzo richiesto dalle nuove norme chiama lanecessità di una pianificazione degli interventi in mododa razionalizzare gli impieghi di risorse umane, tecno-logiche e finanziarie. Importante sottolineare che lanormativa europea non intende indicare priorità, maelenchi di sostanze prioritarie (vedi la Rettifica dellacitata Direttiva, pubblicata nella Gazzetta ufficiale delleComunità europee L 327 del 22 dicembre 2000): lepriorità d’intervento dovranno essere definite caso percaso dalle regioni.

Se è vero che le proprietà delle sostanze, più chequelle dei sistemi naturali, ne guidano le traiettorieambientali ed il destino finale, è altrettanto vero che lostudio della contaminazione deve essere contestualiz-zato: rimanendo nel tema delle acque interne, zoneurbane, periurbane o agricole risentiranno in diversamisura della contaminazione locale, ma in ugual misuradi quella a medio e lungo raggio. Pertanto sarà neces-sario individuare i valori di fondo specifici del sito siaper le sostanze naturali (es. gli elementi in tracce comeAs, Cd, Hg ...) che per le sostanze generate dall’uomo(“xenobiotici”) o la cui immissione nei sistemi naturaliè stata fortemente accelerata dall’uomo (molti idrocar-buri policiclici aromatici, polifosfati, nitrati ...). Il ri-schio che si corre è quello di trovare ovunque gli stessicontaminanti, con meraviglia, dimenticando che si trat-ta, magari, di contaminanti globali (BACCI, 1994). Larimozione o il controllo di questi ultimi richiede tempipiuttosto lunghi, legati all’inerzia del sistema.

Il ricorso ai saggi di tossicità, utili nel derivare glistandard di qualità ambientale per la protezione delbiota acquatico, sul campo dovrebbe essere ridotto alminimo: il Buono Stato di un sistema acquatico natura-le, anche se in parte compromesso dalle attività uma-

ne, spesso non ha molto a che vedere con la tossicolo-gia di laboratorio. Inoltre si rischiano artefatti, falsipositivi (VIGANÒ et al., 2003) o, comunque, indaginifuori luogo in grado di fornire risposte anche ottime,ma a domande sbagliate. Le ragioni di fondo di questaasserzione stanno nelle seguenti considerazioni:1) i sistemi naturali acquatici soffrono anche per l’im-

missione di sostanze non tossiche: si pensi al poteremodificante di un eccesso di nutrienti;

2) la tossicologia deve fornire livelli di pericolo per lesostanze tossiche, ma questi non devono essereraggiunti, e tanto meno superati, nei sistemi naturali;

3) la presenza di elevati livelli di alcune sostanze tossichenote può portare ad attribuire a queste effetti dovutiad altri fattori, non considerati.

4. Privilegiare il quadro d’insiemeIn questo la normativa è eccellente: le imperfezioni a

cui si è fatto riferimento nelle pagine precedenti trova-no, alla fine, una via d’uscita se non ci si chiuderàentro i limiti di numeri e tabelle e si forniranno valuta-zioni basate sulla reale pericolosità legate alla presenzadi determinate forme di contaminazione chimica, sem-pre tenendo a riferimento i livelli del fondo naturale e diquello procurato dall’uomo con i contaminanti a largoraggio d’azione. Spesso, specie nell’analisi di sedimen-ti, si possono trovare le tracce di contaminazioni ces-sate da tempo: di queste sarà opportuno conoscere latendenza. In caso di attenuazione in corso per fenome-ni naturali, la velocità di recupero può essere d’impor-tanza strategica al fine di stabilire se intervenire omeno. L’approccio da tenere è quello di collegaresempre le sorgenti di contaminazione con i siti dovequesta viene rilevata e sapere se la contaminazione èancora in corso o in fase di regressione. Sostanzedegradabili (es.: idrocarburi) o inertizzabili da processinaturali (As in presenza di Fe in condizioni ossidanti;Hg in condizioni riducenti) di cui sia cessata ogniimmissione possono dare luogo a fenomeni di attenua-zione della contaminazione in tempi anche più brevi diquelli di una bonifica.

Paradossalmente gli aspetti legati alla contaminazio-ne da sostanze potenzialmente pericolose non più effi-caci per processi di degradazione o di sequestro pos-sono arrivare a mettere in secondo piano eventi diportata “disastrosa” come la modifica dell’alveo, lamodifica delle sponde, l’artificializzazione del corsod’acqua, la sottrazione di acqua sino alla caduta diportata al di sotto di un deflusso minimo vitale, insenso letterale. La crescente domanda d’acqua persoddisfare le esigenze umane entra in conflitto con lenecessità di conservazione degli ecosistemi acquatici eriduce il potenziale di diluizione ed autodepurazione deicorsi d’acqua.


CONCLUSIONIRispetto alla vecchia “Legge Merli” del 1976 sono

stati fatti progressi importanti: allora si controllava laconcentrazione allo scarico, senza aver cura deglieffetti sul recettore. Inoltre si poneva l’accento sull’in-quinamento chimico o batteriologico, lasciando inten-dere che solo questi fossero i malanni dei corsi d’ac-qua.

Con il D. Lgs. 152/99 si introducono i concetti delrisanamento dei corpi idrici inquinati, la sostenibilitàdegli usi della risorsa idrica, insieme con la capacitànaturale di autodepurazione e la capacità di sostenerecomunità animali e vegetali ben diversificate. Compare

il concetto di rinaturalizzazione dei corsi d’acqua. LaDirettiva Quadro (2000/60 CE) ha per finalità la prote-zione ed il miglioramento della qualità degli ecosistemiacquatici, la promozione di usi sostenibili dell’acqua, lariduzione o eliminazione degli inquinanti pericolosi, ilcontrollo delle inondazioni, in modo da portare al man-tenimento o al recupero del “Buono Stato” al 2015.Nonostante i condizionamenti culturali del passato,dominato da approcci di settore e da esigenze di naturaigienico-sanitaria, il futuro è senz’altro promettente. Auna condizione: che in sede attuativa di norme e rego-lamenti prevalgano buon senso e pragmatismo e simantenga alto il livello scientifico.

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Effetti di un impianto di depurazione sul fiume Tevere:tossicità su Daphnia e qualità biologica delle acque

Daniela Mattei1 , Laura Mancini1, Luciana Migliore2*, Lorenzo Tancioni2, Stefano Cataudella2

1 Dipartimento di Ambiente e Connessa Prevenzione Primaria, Istituto Superiore di Sanità, Viale Regina Elena 229 I-00161 Roma;2 Dipartimento di Biologia, Università “Tor Vergata”, Via della Ricerca Scientifica I-00133 Roma.* Referente per la corrispondenza (Fax +39 06 72595994; [email protected])

RiassuntoLa qualità delle acque del fiume Tevere in prossimità di un impianto di depurazione è stata valutata, in quattro stagioni, sia attraversoun’indagine ecotossicologica (test di tossicità acuta e di riproduzione su Daphnia), sia attraverso l’analisi della comunità macrobentonica.Le acque del fiume presso l’uscita dell’impianto di depurazione hanno mostrato tossicità acuta su Daphnia solo in estate, mentre le acquea valle non hanno determinato effetti tossici. La tossicità estiva è stata correlata all’uso di disinfettanti, largamente impiegati nel periodo.A sostegno di tale ipotesi è stata valutata, su Daphnia, la tossicità acuta e riprodutiva di tre disinfettanti utilizzati nella depurazionedell’effluente dell’impianto: ipoclorito di sodio, acido peracetico e biossido di cloro. I tre disinfettanti riducono significativamente lasopravvivenza alle concentrazioni consentite per legge nei reflui, e la riproduzione alla NOEC (No Observed Effect Concentration).L’analisi della struttura della comunità macrobentonica e la determinazione dell’Indice Biotico Esteso hanno permesso di valutare laqualità ecologica del tratto studiato: a monte dell’impianto di depurazione le condizioni del fiume –mediamente buone– sono stazionarie,mentre a valle si registra una riduzione della qualità in autunno, con un’isteresi di una stagione rispetto ai dati di tossicità acuta e diriproduzione su Daphnia.Vengono discussi gli effetti di questo tipo di contaminazione, la capacità di diluizione del fiume e l’utilizzo di diversi endpoint per unavalutazione efficace delle perturbazioni ambientali sui corsi d’acqua.

PAROLE CHIAVE: Daphnia / Indice biotico / Biossido di cloro / Acido peracetico / Ipoclorito di sodio / Fiume Tevere

Effects of a wastewater treatment plant: toxicity to Daphnia and biological quality of watersThe evaluation of Tiber River quality, in a stretch including a sewage treatment plant, has been carried out by the contemporaryevaluation of water toxicity and benthic macroinvertebrates community structure. Sampling was conducted in the four seasons, upstreamand downstream a sewage treatment plant. Water at the outflow of the plant showed very high acute toxicity to Daphnia in summer;upstream and downstream waters showed no acute toxicity. Disinfectants (NaClO, PAA, ClO2) were also checked for acute toxicity onthe same experimental system. Results were consistent with the hypothesis that disinfectants, mainly used in summer to reduce themicrobial count of discharging waters, are responsible of the acute toxicity we found.Reproduction toxicity test on Daphnia females were performed on all water samples but in summer at the outflow, due to the high acutetoxicity; only a slight, not significant, reduction of survival and fecundity was found. Disinfectants at NOEC caused a significantreproduction toxicity.Macroinvertebrate benthic community was evaluated upstream and downstream the sewage treatment plant, by measuring ExtendedBiotic Index (EBI), that give a score as quality class. Reduction of water quality score was found downstream the plant, one seasondelayed (autumn) from the output of toxicant.The effect of this type of discharge, river dilution capability on a short scale and the use of different endpoints are discussed.

KEY WORDS: Daphnia / acute toxicity / reproduction toxicity / Biological quality index / Chlorine dioxide / Peracetic acid / Sodiumhypochlorite / Tiber River

MATTEI et al. - Tossicità di scarichi e disinfettanti su Daphnia e benthos124

INTRODUZIONENegli ultimi anni, la legislazione italiana ha introdotto

l’utilizzo di una serie di endpoint per monitorare laqualità degli ecosistemi acquatici: fattori chimici, fisici,tossicologici e analisi della comunità macrobentonica(D. Lgs. 152/99).

Tra gli endpoint maggiormente utilizzati si possonoannoverare il test acuto e di riproduzione con Daphniaspp. e l’Indice Biotico Esteso (IBE) (GHETTI, 1997),acquisito dalla normativa italiana e regolarmente impie-gato.

Scopo di questo lavoro è stato valutare, con i test ditossicità su Daphnia e l’analisi della comunità macro-bentonica, la qualità di un tratto del fiume Tevere chericeve l’effluente di un impianto di depurazione delleacque.

Il test con Daphnia è stato utilizzato anche pervalutare la tossicità di alcuni tra i maggiori contami-nanti sversati nei corpi idrici dagli impianti di depura-zione: i disinfettanti. Sono stati saggiati: ipoclorito disodio e biossido di cloro, comunemente impiegati neiprocessi di depurazione, e acido peracetico, di recenteintroduzione.

MATERIALI E METODINel 2001, le acque del Fiume Tevere sono state

campionate stagionalmente (Marzo, Luglio, Ottobre eDicembre) in tre siti:1. Fosso della Pisana [M= monte] (600 m a monte del

depuratore);2. sbocco del depuratore [D= depuratore];3. Mezzocammino [V= valle] (200 m a valle del depu-

ratore).Entro 12 ore dal prelievo i campioni sono stati

analizzati, mediante sonda multiparametrica P4 F/SET-3 WTW, i parametri chimici e fisici delle acque cam-pionate –temperatura (°C), ossigeno disciolto (% emg/L), conducibilità (μS/cm) e pH– e utilizzati perallestire i test tossicologici con Daphnia. L’acqua èstata preventivamente filtrata (filtri di carta Whatmannumero 4) e distinta in varie aliquote per allestire i testdi tossicità e per consentire il rinnovo durante i 21giorni dei test di riproduzione. L’aliquota per il test èstata posta a temperatura di saggio e ossigenata se il

valore dell’ossigeno era inferiore al 40% del valore disaturazione; le aliquote per il rinnovo sono state con-servate a –20 °C.

Per il test con Daphnia sono stati utilizzati individuigeneticamente omogenei generati da una singola fem-mina proveniente da una popolazione naturale allevatapresso il laboratorio di Ecologia Sperimentale ed Ac-quacoltura dell’Università di Roma “Tor Vergata”.

I test acuti e di riproduzione sono stati condotti inaccordo con i protocolli IRSA-CNR (1994). I dati dimortalità sono stati analizzati con il test del χ2, i dati diriproduzione con il t di Student.

Ipoclorito di sodio, biossido di cloro e acido perace-tico sono stati saggiati su Daphnia per determinarecon i test acuti:1. i valori di EC50 (concentrazione efficace in grado di

determinare il 50% di mortalità/immobilizzazionedegli organismi saggiati);

2. i valori NOEC (concentrazione di non effetto). LeNOEC determinate con il test acuto sono stateimpiegate nei test di riproduzione.L’intervallo delle concentrazioni saggiate per i test

acuti, scelto in base ai dati bibliografici di tossicità emutagenicità (BUSCHINI et al., 2001; MONARCA et al.,2000) è stato: 1,5-0,015 mg/L, in progressione geo-metrica.

Per l’analisi della comunità macrobentonica, sonostati svolti campionamenti stagionali (Marzo, Luglio,Ottobre e Dicembre) nel 2001 in due siti:1. Fosso della Pisana [M= monte] (600 m a monte del

depurazione);2. Mezzocammino [V= valle] (200 m a valle del depu-

ratore).Gli organismi sono stati identificati al livello tasso-

nomico richiesti dal metodo (RUFFO, 1977-85; SANSO-NI, 1988; CAMPAIOLI et al., 1994).

RISULTATI

Analisi chimiche e fisiche

Nella tabella I sono riportati il valore più basso e piùalto per i parametri dei campioni analizzati nelle quattrostagioni. I dati dimostrano la compatibilità delle acque

Tab. I. Parametri chimici e fisici delle acque provenienti dai vari siti di campionamento (valori minimi e massimi registrati durante l’anno).

Parametro Sito M Min-Max Sito D Min-Max Sito V Min-Max Controllo Min-Max

T °C 10,6-22,8 11,7-22,2 8,3-23,3 19,7-21,8O2 mg/L 2,07-5,29 5,05-8,62 4,81-9,74 6,98-8,56O2 % 24,0-46,7 54,7-90,4 53,7-92,5 87,8-96,2Conducibilità μS/cm 1040-1073 823-981 867-1290 378-437pH 7,68-7,85 7,48-7,81 7,36-7,84 7,65-7,8


saggiate con le caratteristiche necessarie allo svolgi-mento dei test di tossicità con Daphnia (in accordocon REPORT EPS 1/RM/11, 1990).

Test sul fiume Tevere

Test acuto: i risultati dei test acuti, dopo 24 e 72ore di esposizione, svolti su Daphnia con le acque deitre siti campionati nelle quattro stagioni sono riportatinelle figure 1 e 2.

Dopo 24 ore, l’acqua del sito M ha causato mortali-tà in primavera e in estate; l’acqua del sito D hacausato una mortalità del 100% in estate; il risultato èstato confermato da saggi settimanali condotti pertutto il mese di luglio, sia sul campione tal quale siadiluito al 50%. L’acqua del sito V e l’acqua di alleva-mento non hanno provocato mortalità.

Dopo 72 ore la mortalità, già registrata a 24 ore, èstata più spiccata.

L’analisi del χ2 (Tab. II) ha messo in evidenzadifferenze significative tra sito M e il controllo inprimavera e in estate, a 24 e 72 ore; tra sito D econtrollo in estate; nessuna differenza significativa èstata trovata tra sito V e controllo, in nessuna stagione,né a 24 né a 72 ore.

Test di riproduzione: i risultati (mortalità e ripro-

duzione) dei test a 21 giorni condotti su Daphnia conle acque campionate nei tre siti menzionati, nelle quat-tro stagioni sono riportati nelle figure 3 e 4.

MORTALITÀ: in primavera dopo 21 giorni, hannocausato mortalità l’acqua proveniente dal sito M (75%)e dal sito D (50%); l’acqua del sito V non ha causatomortalità. In estate, l’acqua del sito M ha determinato il100% di mortalità, l’acqua del sito V il 37%. Non èstato possibile condurre alcun test di riproduzione a 21giorni con le acque provenienti dal sito D per la morta-lità acuta del 100% causata da quest’acqua già nelleprime 24 ore. In autunno hanno causato mortalitàl’acqua del sito M (100%) e l’acqua del sito D e V(25%). In inverno, l’acqua del sito M e V hannocausato il 25% di mortalità, l’acqua del sito D il 62%.

L’analisi del χ2 (Tab. III) ha messo in evidenzadifferenze significative in primavera tra i siti M e D e ilcontrollo; in estate e autunno, tra il sito M e il control-lo, in inverno tra il sito D e il controllo.

RIPRODUZIONE: é stato valutato il numero medio deipiccoli nati per femmina durante i 21 giorni di test. Inprimavera, l’acqua del sito M ha ridotto la feconditàdelle femmine da 36,68 nati/femmina del controllo a25,65 nati/femmina; gli altri siti, nella stessa stagione,hanno mostrato la stessa fecondità rispetto al control-lo. In estate, l’acqua campionata al sito M ha ridotto la

Tossicità acuta F. Tevere (24 ore)

0

20

40

60

80

100

M D V Co

mor

talit

à (%

)

primavera

estate

autunno

inverno

Tossicità acuta F. Tevere (72 ore)

0

20

40

60

80

100

M D V Co

primavera

estate

autunno

inverno

Fig. 1. Tossicità acuta (mortalità dopo 24 ore) delle acque delFiume Tevere su Daphnia. M = monte; D = depuratore; V =valle; Co= controllo.

Fig. 2. Tossicità acuta (mortalità dopo 72 ore) delle acque delFiume Tevere su Daphnia. M = monte; D = depuratore; V =valle; Co = controllo.

Tab. II. Test di tossicità acuta nelle quattro stagioni (a 24 e 72 ore). Confronto tra la mortalità determinata dall’acqua dei siti dicampionamento e controllo. Valori del χ2: ns= non significativo; * = p< 0,001; ** = p< 0,005; N.D. = non determinato (mortalità del 100%entro 24 ore).

Primavera Estate Autunno InvernoSito 24h 72h 24h 72h 24h 72h 24h 72h

24h 72h 24h 72h 24h 72h 24h 72hM 24,631* 52,795* 19,247** 9,697** 2,411 ns 12,800 ** 0,393 ns 1,422 nsD 0,001 ns 0,185 ns 60,067* N.D. 0,517 ns 0,517 ns 0,120 ns 2,131 nsV 1,403 ns 0,873 ns 0,001ns 1,422 ns 1,403ns 2,588 ns 1,298 ns 0,523 ns


fecondità a 9 nati/femmina, l’acqua campionata al sitoV a 61,7 rispetto ai 72,26 nati/femmina del controllo.In autunno non sono state registrate sensibili differen-ze rispetto al controllo in nessuno dei tre siti campiona-ti. In inverno, l’acqua campionata al sito M ha provo-cato un incremento della fecondità a 95,1 nati/femmi-na rispetto a 71,0 del controllo e degli altri siti.

L’analisi del t di Student (Tab. IV) ha messo inevidenza differenze significative in primavera tra sitoM, sito D e controllo, in inverno tra il sito M econtrollo. In quest’ultimo caso la fecondità é statasignificativamente piú alta rispetto al controllo. Anchein estate, al sito V, la fecondità é stata leggermente piúalta rispetto al controllo, ma tale differenza non érisultata statisticamente significativa.

Test con i disinfettanti

Test acuto: i risultati dei test acuti (24 ore) suDaphnia con i tre disinfettanti sono riportati in tabellaV. Il biossido di cloro (ClO2) ha causato mortalità del100% nei piccoli (<24 ore di età) da 1,5 mg/L a 0,125mg/L, 83% di mortalità a 0,062 mg/L, 63% a 0,031mg/L. L’ipoclorito di sodio (NaClO) ha causato mor-talità del 100% nei piccoli da 1,5 mg/L a 0,062 mg/L.L’acido peracetico (PAA) ha causato mortalità del100% nei piccoli da 1,5 mg/L a 0,062 mg/L, 27% dimortalità a 0,031 mg/L.

Sulla base dei risultati di tossicità con il test acuto, éstata determinata la NOEC per i tre disinfettanti comeconcentrazione che determina al massimo il 20% dimortalità negli organismi esposti, normalizzata al con-trollo (differenza non statisticamente significativa conil test del χ2): ClO2 e PAA 0,015 mg/L; NaClO 0,031mg/L (Tab. V).

Test di riproduzione: i risultati (mortalità e ripro-duzione) dei test a 21 giorni condotti alla NOEC dei tredisinfettanti sono riportati nelle figure 5 e 6.

F. Tevere: mortalitá dopo 21 giorni

0

20

40

60

80

100

M D V Co

mor

talit

à (%

)

primaveraestateautunnoinverno

F. Tevere: feconditá dopo 21 giorni

0

20

40

60

80

100

M D V Co

n na

ti/fe

mm

ina

primavera estateautunno inverno

Fig. 3. Test di riproduzione: mortalità (%) di Daphnia dopo 21giorni (Fiume Tevere) M = monte; D = depuratore; V = valle; Co= controllo.

Figura 4. Test di riproduzione: fecondità (numero medio di nati/femmina) di Daphnia dopo 21 giorni (Fiume Tevere) M = monte;D = depuratore; V = valle; Co = controllo

Tab. III. Test di tossicità riproduttiva, mortalità delle femmine (a21 giorni). Confronto tra la mortalità determinata dall’acqua deisiti di campionamento e controllo. Valori del χ2. ns= nonsignificativo; * = p< 0,001; ** = p< 0,005; N.D. = non eseguito(mortalità del 100% entro 24 ore).

Sito Primavera Estate Autunno Inverno

M 9,143 ** 16,254 ** 16,254 ** 1,641 nsD 4,654 ** N.D. 1,641 ns 6,667 *V 0,001 ns 3,00 ns 1,691 ns 3,000 ns

Tab. IV. Test di tossicità riproduttiva, fecondità delle femmine (a21 giorni). Confronto tra la fecondità determinata dall’acqua deisiti di campionamento e di controllo. Valori del t di Student. ns=non significativo; * = p< 0,001; ** = p< 0,005; N.D. = noneseguito per mortalità elevata.

Sito Primavera Estate Autunno Inverno

M 2,833? * N.D. 0,514 ns -3,142 *D 3,427 * N.D. 0,524 ns 1,232 nsV 0,854 ns -0,821 ns 0,519 ns 1,011 ns

Tab. V. Test di tossicità acuta con i disinfettanti. Mortalità dopo24 ore. * = NOEC.

Mortalità dopo 24 ore (%)Conc. (mg/L) CLO2 NaClO PAA

1,5 100 - 1001,0 100 100 1000,5 100 100 1000,25 100 100 1000,125 100 100 1000,062 83 100 1000,031 63 0* 270,015 13* - 10*

Controllo 7 0 0


MORTALITÀ: il biossido di cloro (NOEC=0,015 mg/L) ha causato 75% di mortalità (13% nel controllo),l’ipoclorito di sodio (NOEC=0,031 mg/L) il 37,5%(10% nel controllo), l’acido peracetico (NOEC= 0,015mg/L) l’87,5% (13% nel controllo).

L’analisi del χ2 ha evidenziato differenze significati-ve rispetto al controllo in tutti e tre i casi (ClO2 χ2

=9,143 p<0,05; NaClO χ2 =4.654 p<0,05; PAA χ2

=12,250 p<0,005).RIPRODUZIONE: é stato valutato il numero medio dei

piccoli nati per femmina durante i 21 giorni di test allaNOEC dei tre disinfettanti. ClO2 riduce la fecondità da53,8 (controllo) a 6,4 nati/femmina; NaClO da 36,9(controllo) a 28,4 nati/femmina; PAA da 53,8 (con-trollo) a 17,4 nati/femmina (Fig. 7). Il t di Studentmette in evidenza differenze significative rispetto alcontrollo in tutti e tre i casi (ClO2 t = 5,728 p<0,05;NaClO t = 2,429 p<0,05; PAA t = 4,173 p<0,05).

Analisi della comunità macrobentonicaLa composizione della comunità macrobentonica

varia da monte a valle (Tab. VI): i Chironomidae sonoabbondanti in entrambi i siti durante tutto l’anno, Bythi-nia in estate e autunno è presente nel sito M e abbon-dante nel sito D; i Gammaridae sono abbondanti sia nelsito M che V in primavera ed estate, ma in autunno e ininverno si ritrovano, come abbondanti e presenti ri-spettivamente, solo nel sito M. Il numero di taxa éridotto al sito V, se comparato al sito M: in primaverada 12 a 5 unità sistematiche, in estate da 12 a 11, inautunno ed inverno da 11 a 7. I valori di IBE mostranouna riduzione analoga: in primavera da 6 a 4, in estateda 6 a 6-5, in autunno da 6-5 a 3 e in inverno da 6-5 a4. La classe di qualità, per lo piú costante nelle quattrostagioni per il sito M, è peggiore nel sito V durantetutto l’anno, in particolare in autunno (Fig. 7).

DISCUSSIONE E CONCLUSIONII test di tossicità acuta su Daphnia mostrano, in

primavera ed estate, tossicità delle acque del FiumeTevere, a monte di un impianto di depurazione (sitoM). Le acque dello stesso sito causano, nei test diriproduzione, mortalità e riduzione della fecondità nellefemmine di Daphnia, in primavera, estate ed autunno.Non é possibile individuare la sostanza responsabiledegli effetti osservati, a causa della composizione com-plessa e ignota delle acque.

Al depuratore (sito D) si registra un’elevata tossicitàacuta solo in estate; durante il test a 21 giorni un’eleva-ta mortalità e riduzione della riproduzione si registranelle femmine di Daphnia in primavera e autunno. Talieffetti possono essere attribuiti al refluo del depuratore

Disinfettanti: mortalitá dopo 21 giorni

0,015 mg/L0,031 mg/L

0,015 mg/L

0

20

40

60

80

100

ClO2 NaClO PAA Co

mor

talit

á (%

)

0

10

20

30

40

50

60

ClO2 Co NaClO Co PAA Co

n na

ti/fe

mm

ina

Disinfettanti: feconditá dopo 21 giorni (NOEC)

Fig. 5. Test di riproduzione: mortalità (%) di Daphnia dopo 21giorni alla NOEC per i tre disinfettanti ClO2 (NOEC= 0,015 mg/L) = biossido di cloro; NaClO (NOEC= 0,031 mg/L) = ipocloritodi sodio; PAA (NOEC= 0,015 mg/L) = acido peracetico; Co=controllo.

Fig. 6. Test di riproduzione: fecondità (numero medio di nati/femmina) di Daphnia dopo 21 giorni alla NOEC dei tredisinfettanti. ClO2 (NOEC= 0,015 mg/L) = biossido di cloro;NaClO (NOEC= 0,031 mg/L) = ipoclorito di sodio; PAA (NOEC=0,015 mg/L) = acido peracetico; Co= controllo.

Fig. 7. Classi di qualità del Fiume Tevere nei siti a monte (M) ea valle (V) dell’impianto di depurazione, determinate sulla basedei valori IBE durante le quattro stagioni di campionamento(2001). Il campo di variazione delle Classi di Qualità va da I(ambiente non inquinato o non alterato) a V (ambiente fortementeinquinato o alterato).

IBE

1

2

3

4

5

primavera estate autunno inverno

Cla

sse

di Q

ualit

á

M

V


e, in particolare nel periodo estivo, all’uso di disinfet-tanti largamente impiegati per abbattere la carica mi-crobica delle acque immesse nel fiume (WHITE, 1996).

Al sito V non si rileva mai tossicità acuta; le acquecausano, nei test di riproduzione, mortalità e riduzionedella fecondità nelle femmine di Daphnia solo in esta-te. L’assenza di tossicità può essere spiegata con lacapacità del fiume di diluire contaminanti nell’arco diun breve tratto.

Per valutare la tossicità dei disinfettanti su Daphnia,sono stati saggiati: ipoclorito di sodio (NaClO), biossi-do di cloro (ClO2) ed acido peracetico (PAA). I test dilaboratorio hanno messo in evidenza tossicità acuta(100% mortalità) fino alla concentrazione di 0,031 mg/L per il biossido di cloro e acido peracetico fino a0,062 mg/L per l’ipoclorito di sodio. Inoltre, i test diriproduzione hanno dimostrato che, alla NOEC, tutti etre i disinfettanti mostrano effetti tossici, relativi siaalla mortalità che alla capacità riproduttiva; l’ordinedecrescente di tossicità è: PAA > ClO2 > NaClO per la

mortalità; e NaClO > PAA > ClO2 per la riproduzione.Questi dati sono in accordo con quelli di letteratura

sulla tossicità dei composti a base di cloro sugli organi-smi acquatici (BRUNGS, 1973; FISHER e BURTON, 1993;FISHER et al., 1994; YONKOS et al., 2001). Nonostantela loro diffusione, l’utilizzo dei composti a base dicloro è pericoloso per la loro capacità di produrresottoprodotti nocivi, quali trialometani e acidi aloaceti-ci (ROOK, 1974; HALL et al., 1981); non ci sono invecedati sugli effetti collaterali dell’acido peracetico (MO-NARCA et al., 2000; MATTEI, 2002): sicuramente noncontribuisce alla formazione di composti alogenati (VE-SCHETTI et al., 2003), perché sprovvisto di atomi dicloro nella sua formula di struttura, ma reflui trattaticon acido peracetico hanno mostrato un’attività geno-tossica su piante (MONARCA et al., 2000).

L’analisi della struttura della comunità macrobento-nica nei siti a monte e a valle dell’impianto di depura-zione nelle quattro stagioni ha mostrato che la compo-sizione in taxa é diversa in tutto l’anno, in particolare il

Tab. VI. Composizione della comunità macrobentonica del Fiume Tevere nei siti a monte (M) e a valle (V) dell’impianto di depurazione.* = taxa considerati di drift e perciò non considerati per il calcolo dell’IBE. P = presente; A = abbondante; D = dominante.U. S. = Unità Sistematiche; IBE = valori dell’Indice Biotico Esteso; C.Q. = Classe di Qualità.

Stagione →→→→→ primavera estate autunno invernoTaxa ↓ Sito → M V M V M V M V

EPHEMEROPTERA Baetis * *ODONATA Ischnura P P P

Platycnemis PPhyrrosoma POrthetrum P

DIPTERA Chironomidae A A A A A A A APsychodidaeSimuliidae *

HETEROPTERA Micronecta P P P P PAMPHIPODA Gammaridae A A A A A PDECAPODA Palemonidae P P P A PISOPODA Asellidae P P PGASTROPODA Limneidae P P P P

Theodoxus P P PValvata P P PBithynia P P A P A P PPhysidae P P P PHydrobioidaea P D P P P

BIVALVIA Sphaeridae P A PHIRUDINAEA Herpobdella P P P

Dina POLIGOCHAETA Tubificidae A P P P P P

Naididae P P PTRICLADIDA Dugesia P

U.S. →→→→→ 12 5 12 11 11 7 11 7IBE → 6 4 6 6-5 6-5 3 6-5 4C.Q. → III IV III III -IV III-IV V III-IV IV


sito a monte mostra una qualità ecologica migliorerispetto al sito a valle, la cui qualità peggiora soprattut-to durante la stagione autunnale.

I dati completano il quadro già evidenziato con i testsu Daphnia, dimostrando che l’ecosistema fluviale,nonostante la perturbazione puntiforme rappresentatadal refluo del depuratore, è in grado di diluire i conta-minanti in poche centinaia di metri. Nel sito a valle laqualità ecologica è peggiore rispetto al sito a monte,soprattutto durante l’autunno, una stagione successivarispetto ai dati di tossicità su Daphnia, a dimostrazionedei diversi tempi e meccanismi di riposta tra le singolespecie e la comunità.

L’analisi di comunità per valutare gli effetti dell’in-

quinamento é comunemente impiegata (WASHINGTON,1984; GUHL, 1987; PINDER et al., 1987; BOYLE et al.,1990; PRAT e MUNNÉ, 2000; SORACE et al., 2002), mada sola non sembra esaustiva. Un approccio integrato,in cui i dati chimici, fisici e tossicologici sono statiaffiancati dall’analisi della comunità macrobentonica, éstato recentemente condotto in uno studio sul fiumePo (VIGANÒ et al., 2003): l’uso combinato di diversiendpoint, che prendono in esame sia dati chimici efisici, sia diversi livelli di organizzazione biologica (po-polazioni, comunità), sembra in grado di fornire unavisione migliore delle reali condizioni di un ecosistema,come nel caso specifico del refluo dell’impianto didepurazione.

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Valutazione biologica ed ecotossicologica di sedimenti fluviali.Un esempio di approccio integrato

Silvia Marchini*, Daniela Mattei, Alberto Sorace,Elio Pierdominici, Paolo Formichetti, Laura Mancini

Dipartimento Ambiente e Connessa Prevenzione Primaria, Istituto Superiore di Sanità, Viale Regina Elena 299 - 00161 Roma.* Referente per la corrispondenza (fax 06 49387139; [email protected])

RIASSUNTOL’integrazione dell’informazione tossicologica sui sedimenti con quella fornita dagli indicatori biologici sullo stato di salute della comunitàbentonica consente di individuare il rischio di sedimenti contaminati per la vita acquatica e di mettere in luce il ruolo di fattori abiotici.Nel presente lavoro è stata investigata la corrispondenza tra lo stato biologico di sedimenti fluviali e la loro tossicità in siti campioneselezionati nel tratto urbano di Roma. In particolare è stata valutata l’adeguatezza di un organismo pelagico standard esposto all’acquainterstiziale nel rilevare la tossicità dei sedimenti e l’utilità dell’informazione generata.L’indagine biologica è stata condotta mediante il calcolo dell’Indice Biotico Esteso (IBE) mentre quella ecotossicologica con test acuti ecronici su Ceriodaphnia dubia. I valori IBE indicano che i siti investigati sono tutti al di sotto della qualità “buona”, evidenziando undebole gradiente da monte a valle di Roma dove, nel sito di chiusura del bacino idrografico, si registra una qualità pessima. I sedimentiraccolti nei diversi siti hanno mostrato invece una notevole differenza negli effetti tossici, che variano dalla totale assenza di tossicità siaacuta che cronica ad una elevatissima tossicità acuta, in un ordine che ricalca quello della qualità biologica. L’elevata tossicità misurata neisiti dove la comunità bentonica era maggiormente compromessa indica che l’alterazione del benthos è da mettere in relazione allacontaminazione presente, adeguatamente messa in evidenza dal sistema sperimentale utilizzato, mentre per il sito a monte di Roma, doveall’alterazione biologica dei sedimenti non corrispondeva alcuna tossicità, sono necessari approfondimenti per identificare i fattorichimici e/o fisici responsabili.

PAROLE CHIAVE: sedimenti / tossicità / Indice Biotico Esteso / Ceriodaphnia dubia

Biological and ecotoxicological evaluation of river sediments. An example of integrated approachThe integration of information on benthic community health and sediment toxicity permits to identify the risk of contaminated sedimentsto aquatic life and to highlight the role of abiotic factors.In this paper the correspondence between the biological status of river sediments, collected in selected sites in the urban area of Rome,and their toxicity has been investigated.Specific purpose of the study was to evaluate the adequacy of a standard pelagic test species exposed to interstitial water in detectingsediment toxicity and the utility of the information obtained. The results of the biological survey have been reported as Extended BioticIndex (EBI) values, while the toxicity has been investigated by means of acute and chronic tests with Ceriodaphnia dubia.The EBI values indicate that the sites under study are all below the “good” quality level, showing a weak downstream gradient; at thebasin closing station the quality is at its worst.On the contrary, the collected sediments produced remarkably different toxic effects, which vary from absence of any acute or chronictoxicity to extremely high acute toxicity, ranking the sites in the same order of that observed for the biological quality.The high toxicity measured in those sites where the community was more compromised indicates that the poor condition of the benthoscan be related to sediment contamination, which has been adequately detected by the experimental system used. For the upstream site,where the biological alteration of the sediment could not be explained by its toxicity, further investigation is necessary to identify theresponsible chemical and/or physical factors.

KEY WORDS: sediments / toxicity / Extended Biotic Index / Ceriodaphnia dubia

MARCHINI et al. - Valutazione biologica ed ecotossicologica di sedimenti132

INTRODUZIONEI sedimenti, come è ormai universalmente ricono-

sciuto, giocano un ruolo fondamentale per la salutedegli ecosistemi acquatici in quanto habitat di moltiorganismi e sostegno di tutta la fauna acquatica. Essirappresentano altresì il comparto dove si depositanomolti dei contaminanti più pericolosi in quanto tossici,persistenti e bioaccumulabili, che, oltre a produrreeffetti diretti sugli organismi bentonici, pongono unrischio continuo e a lungo termine per tutta la vita –acquatica e non solo– a causa del loro trasferimentoattraverso la catena alimentare ai vari livelli trofici edella loro diffusione e risospensione nella colonna d’ac-qua (POWER e CHAPMAN, 1992). L’analisi tossicologicadei sedimenti può fornire informazioni molto impor-tanti sullo stato di salute di un corpo d’acqua, soprat-tutto laddove la stessa analisi condotta sulla colonnad’acqua non evidenzi un rischio.

Indagini di tipo biologico e tossicologico sui sedi-menti costituiscono approcci complementari nella va-lutazione della loro qualità (TONKES et al., 1995; ASTM,1997), ognuna caratterizzata da vantaggi e limiti pecu-liari (US EPA, 2002).

Le comunità bentoniche rispondono ad alterazionidella qualità dell’acqua, dei sedimenti e dell’habitat. Levariazioni nella struttura delle comunità fornisconoinformazioni direttamente rilevanti per la valutazionedell’impatto della contaminazione, in altre parole deglieffetti in situ, ma non sono diagnostiche di per sé dicontaminazione o tossicità. Infatti l’integrazione ditutti i fattori biotici ed abiotici, implicita nell’analisibiologica, fa sì che essa non distingua tra fattoristressanti di tipo chimico, fisico e biologico, e possariflettere condizioni pregresse.

I test di tossicità forniscono, in tempi brevi, infor-mazioni di tipo quantitativo sui potenziali effetti tossicidi sedimenti contaminati sugli organismi esposti. Adifferenza delle analisi chimiche, che possono nonessere sufficienti per predire i possibili effetti dellacontaminazione sul biota per i molteplici fattori checoncorrono a determinarne e modularne la biodisponi-bilità e la tossicità, i risultati di test tossicologi esprimo-no il significato biologico della contaminazione, inte-grando sia la biodisponibilità sia tutte le interazioni trale sostanze chimiche presenti. D’altro canto i testtossicologici potrebbero non essere sufficientementesensibili, specie se a breve termine e se eseguiti conuna sola specie test; i risultati potrebbero essere in-fluenzati dalla perdita di integrità del campione durantela sua raccolta/manipolazione e, da soli, non possonopredire gli effetti ecologici. L’integrazione degli indicibiologici e tossicologici consente di superare i limiti deidue approcci, riducendo l’incertezza della valutazionedel rischio, e di pianificare gli interventi mirati al rag-

giungimento degli obiettivi di qualità ecologica.Tra le varie fasi che vengono utilizzate per saggiare

la tossicità dei sedimenti, l’acqua interstiziale rappre-senta una fase molto significativa per valutare gli effet-ti in situ, in quanto gli organismi bentonici sono diret-tamente esposti ad essa. Vari studi hanno mostrato chele concentrazioni tossiche nei sedimenti erano correla-te alle concentrazioni nell’acqua interstiziale e la frazio-ne disciolta dei contaminanti è considerata in molti casiquella biodisponibile (DI TORO et al., 1991). Da testcondotti su specie pelagiche e bentoniche, esposte allevarie fasi di sedimenti diversi per natura e contamina-zione, è risultato che l’acqua interstiziale rappresentauna frazione idonea per predire la tossicità di sedimentiin toto (ANKLEY et al., 1991).

Tra gli organismi da utilizzare per i test con acquainterstiziale, Ceriodaphnia si presenta particolarmenteidonea, anche se la base di dati è ancora limitata. Essainfatti, al pari di Daphnia magna, è un organismomolto sensibile ai tossici presenti nei sedimenti (BUR-TON,1991; BURTON et al., 2003) e in alcuni casi hamostrato una sensibilità maggiore di Hyalella azteca ealtri organismi bentonici (BURTON et al., 1989; SUEDELet al., 1995; BURKEPILE et al., 2000). Un test acuto di48 ore con Ceriodaphnia consente, attraverso la misu-ra della mortalità, di identificare i siti altamente conta-minati, e quindi è idoneo in fase di screening. Il mag-giore vantaggio dell’uso di questo organismo risiedecomunque nella capacità di fornire in soli 7 giorni datisugli effetti subletali quali la riproduzione (MOUNT eNORBERG, 1984), particolarmente rilevanti per prediregli effetti sulle comunità naturali e per la identificazionedi siti con contaminazione moderata ma biologicamen-te significativa. Un vantaggio di ordine pratico è datodalle sue piccole dimensioni che richiedono un volumeridotto di medium.

Scopo del presente lavoro è quello di indagare larelazione tra indicatori ecologici e tossicologici perl’analisi della qualità di un corso d’acqua, valutando alcontempo l’adeguatezza del metodo sperimentale tos-sicologico in termini di matrice d’esposizione e organi-smo test, e valutare l’utilità dell’informazione generata.

MATERIALI E METODI

Area di studio e campionamentiL’area di studio è rappresentata dal bacino del Fiu-

me Tevere nei dintorni di Roma, sul quale insiste unaelevatissima pressione antropica, dovuta ad inquina-mento diffuso e puntiforme proveniente da attivitàcivili, industriali ed agricole. Numerose opere qualidighe, sbarramenti e traverse interrompono inoltre ilflusso in termini di corrente e apporti (nutrienti, conta-minanti, affluenti) dando luogo a processi di decanta-

MARCHINI et al. - Valutazione biologica ed ecotossicologica di sedimenti 133

zione distribuiti lungo l’asta. I siti selezionati per lostudio seguono una direttrice monte-valle rispetto allacittà di Roma, secondo criteri di uso del territorio egradienti di impatto.

L’indagine è stata inizialmente condotta su cinquesiti, per ottenere indicazioni sull’applicabilità del meto-do tossicologico utilizzato, sui livelli di tossicità e lecondizioni del benthos. Successivamente lo studio èstato focalizzato su tre siti, uno sul Fiume Tevere amonte di Roma (Passo Corese – dove insiste unapressione prevalentemente agricola e viaria), il secon-do a valle della città (Mezzocammino – che rappresen-ta la stazione di chiusura) ed il terzo sul Fiume Anienepoco prima della sua confluenza nel Tevere (Aniene –all’altezza di Ponte Mammolo). I campionamenti sonostati eseguiti su base stagionale utilizzando dove neces-sario barche o chiatte. Per la raccolta del benthos si èutilizzato un retino immanicato o una benna a secondadelle esigenze; per l’analisi tossicologica i sedimentisono stati raccolti con la benna.

Analisi biologicaLa valutazione biologica dello stato dei sedimenti è

stata condotta mediante il calcolo dell’Indice BioticoEsteso (IBE), che richiede un riconoscimento sistema-tico dei macroinvertebrati raccolti fino al livello tasso-nomico di genere o famiglia. Si fa poi riferimento aduna tabella a doppia entrata, dove l’ingresso orizzonta-le è determinato dal taxon più sensibile raccolto equello verticale dal numero totale di unità sistematichepresenti. Dal punto di intersezione si ricavano i valoridell’indice, ai quali corrispondono cinque classi diqualità, dalla I (ambiente non inquinato o non alteratoin modo sensibile) fino alla V (ambiente fortementeinquinato o alterato). Per una descrizione dettagliatadel metodo si rimanda a GHETTI (1997).

Test tossicologiciGli organismi sottoposti a test provenivano da un

allevamento stabile di Ceriodaphnia dubia, originatoda individui provenienti dai Laboratori di US EPA –Duluth (MN), mantenuto a temperatura costante di25°C ± 1, con fotoperiodo di 16 ore di luce e illumina-zione di 500 lux.

Il sedimento raccolto in ogni sito, all’arrivo in labo-ratorio, è stato omogeneizzato a mano dopo l’elimina-zione dei materiali estranei grossolani, quindi ripartitoin contenitori di vetro o teflon e conservato al buio a4°C per un massimo di 7 giorni. Il campione, a partiredal giorno successivo alla sua raccolta, è stato centri-fugato a 10000 giri per 30 minuti a 4 °C. L’acquainterstiziale estratta veniva utilizzata immediatamenteed una aliquota conservata a 4° al buio per 24 ore (48ore nel fine settimana). Prima dell’allestimento del test,

la temperatura dell’acqua era riportata gradualmente aquella del test e quindi misurata la concentrazione diossigeno disciolto. Qualora l’ossigeno risultasse < 40%il campione veniva areato per un massimo di 30 minuti.

I test sono stati condotti in camera termostatatanelle stesse condizioni ambientali utilizzate per l’alleva-mento. Nel test acuto sono stati utilizzati 15 individui dietà < 24 ore (5 animali per replica), esposti in beaker divetro da 30 mL al campione tal quale (25 mL) per 48ore. Al termine del test venivano registrati gli individuimorti. In alcuni casi una drastica diminuzione di ossi-geno nel tempo ha reso necessario il rinnovo del mezzodopo le 24 ore. Per valutare tale necessità ai beakersperimentali veniva affiancato un analogo contenitoreextra dove veniva effettuata la misura.

Il test cronico è stato allestito con neonati di età <24 ore, prodotti in un arco di tempo inferiore alle 10ore. Per ogni campione sono state allestite 10 replicheindividuali, ognuna costituita da un beaker di vetro di30 mL riempito con 15 mL di acqua interstiziale. Ogni24 ore gli individui test venivano controllati per lamortalità e quelli sopravvissuti erano trasferiti nel mez-zo fresco. Nel mezzo vecchio si contava il numero dineonati prodotti.

In tutti i test, nel mezzo fresco e vecchio di 24/48ore venivano effettuate le misure di ossigeno disciolto,pH, temperatura, conducibilità e durezza. Come con-trollo si è utilizzata l’acqua di allevamento.

Analisi statisticaA seconda della loro natura, i dati sono stati analiz-

zati con test di statistica parametrica, dopo aver verifi-cato la distribuzione normale delle variabili con il test diKolmogorov-Smirnov, o non parametrica.

RISULTATII risultati dell’analisi biologica, relativi a 5 campio-

namenti, sono riassunti in figura 1 dove, per ogni sito,sono riportati i valori dell’Indice Biotico Esteso e lerispettive assegnazioni alla classe di qualità (GHETTI,1997). L’analisi della composizione della comunità dimacroinvertebrati bentonici ha mostrato una prevalen-za assoluta di taxa molto tolleranti, quali ditteri chiro-nomidi ed oligocheti, che non hanno permesso mai, innessun campionamento, il raggiungimento di elevativalori dell’indice (IBE < 5,6).

Le classi di qualità ottenute, di conseguenza, nonsono quindi mai state superiori alla III-IV (ambienteinquinato/alterato-molto inquinato/alterato), con un de-bole gradiente in direzione monte-valle, dove si è regi-strato il pessimo stato della stazione di chiusura (C –Mezzocammino, classe V = ambiente fortemente in-quinato/alterato). In genere l’andamento stagionale èstato abbastanza uniforme, ad eccezione del campio-


namento dell’estate 2002 quando, specialmente per ilsito C, si sono ottenuti valori IBE insolitamente elevati,probabilmente a causa di un’esplosione di macrofiteche rappresentano supporto e fonte di cibo per varigruppi di macroinvertebrati. Il confronto tra i tre sitieseguito con ANOVA non ha evidenziato differenzestatisticamente significative nei valori IBE (F2,12 = 1,79;p = 0,21), risultato confermato nei confronti a coppietramite il Tukey test.

I risultati dell’indagine tossicologica si riferiscono atest condotti sul campione di acqua interstiziale talquale. I test a 48 ore hanno messo in luce marcatedifferenze nel potenziale tossico dei sedimenti raccoltinei 3 siti (Fig. 2). Il sito A, a monte di Roma, hamostrato tossicità acuta (mortalità = 60%) solo nelprimo campionamento (estate 2002) e successiva-mente assenza di tossicità (0-14%). Nel sito B è statamisurata una tossicità letale variabile nel tempo: lamortalità è oscillata da valori statisticamente non diver-si dal controllo per i campioni di autunno ed inverno

2002 (test di Chi 2 con correzione di Yates) fino apercentuali del 100% (estate 2002 e 2003). Nel sito C avalle di Roma i campioni sono risultati sempre tossicie quasi sempre letali per la totalità degli organismiesposti. L’analisi statistica ha confermato le differenzecomplessive significative tra i tre siti ed il controllo(ANOVA, F= 12,03, p= 0,0002); in particolare, con iltest di Tukey, il sito A è risultato significativamentediverso dai siti B (p=0,03) e C (p= 0,003), i quali sonorisultati tossici in maniera non statisticamente diversatra loro. La tossicità del sito A è paragonabile a quelladel controllo.

I sedimenti raccolti nei campionamenti di autunno2002, inverno 2002 ed estate 2003 sono stati sottopo-sti anche a test cronici, per indagare gli effetti letali esubletali su Ceriodaphnia dubia a seguito di esposi-zione prolungata in quei campioni che nel test acutonon avevano mostrato effetti tossici. I risultati (Fig.3a) mostrano che per il sito a monte di Roma (Passo-corese), anche prolungando l’esposizione a 7 giorni,non è stata osservata nessuna tossicità letale significa-tiva dell’acqua interstiziale (mortalità ≤ 20%), mentreper il sito B è stata messa in evidenza una mortalità

Fig. 1. Valori di IBE (Indice Biotico Esteso) calcolati nei siti A-Ce rispettive attribuzioni alla classe di qualità (III-IV – V).

Tossicità letale acuta

0

20

40

60

80

100

Estate 02 Autunno 02 Inverno 02 Estate 03 Autunno 03

% m

orta

lità

(48

h)

PassocoreseAnieneMezzocammino

Fig. 2. Tossicità acuta dell’acqua interstiziale di sedimenti raccoltinei siti A-C, espressa come % di mortalità di Ceriodaphnia dubiain test a 48 ore.

Tossicità letale cronica

0

20

40

60

80

100

Autunno 02 Inverno 02 Estate 03

% m

orta

lità

(7 g

g)


Tossicità subletale cronica

-40

-20

0

20

40

60

80

100

Autunno 02 Inverno 02 Estate 03% in

ibiz

ione

del

la ri

prod

uzio

ne

a

b

Fig. 3. Tossicità cronica dell’acqua interstiziale di sedimenti raccoltinei siti A-C, espressa come % di mortalità (a) o % di inibizionedella riproduzione (b) di Ceriodaphnia dubia in test a 7 giorni.

Analisi biologica

0

2

4

6

8

10

12

14

Estate 02 Autunno 02 Inverno 02 Estate 03 Autunno 03

Valo

re IB

E


III ambiente inquinatoIV ambiente molto inquinatoV ambiente fortemente inquinato

III-IVIV-V

III-IV

V V V

IV

VV

IV IV

V

IV

V-IV

V


elevata (90 e 70%) anche in quei campioni dove il testa 48 ore aveva misurato effetti molto limitati (29 e20%, rispettivamente per il campione di autunno 2002e inverno 2002) (Fig. 2). Il sito a valle di Roma(Mezzocammino) si è confermato, come atteso, moltotossico avendo causato la morte di tutti gli organismi.

Gli effetti sulla riproduzione, calcolati come % diriduzione del numero di piccoli prodotti rispetto alcontrollo (Fig. 3b), mostrano che nei campioni diAniene e Mezzocammino, dove la mortalità era moltoelevata, l’inibizione della riproduzione è stata totale(nessuna nascita). Al contrario, nel sedimento raccoltoa Passocorese, dove non si erano osservati effettiletali, non si sono misurati nemmeno effetti sulla ripro-duzione; non solo, ma anzi gli organismi esposti all’ac-qua interstiziale hanno fatto registrare, in due casi, unincremento del numero di piccoli nati rispetto all’acquadi controllo, che per il campionamento di autunno2002 è risultato statisticamente significativo (t di Stu-dent = 2,57, gl =18, p = 0,019). Nei campioni diinverno 2002 ed estate 2003 di Passocorese le percen-tuali di incremento (14,7% ) o inibizione (29,5%) dellariproduzione rispetto al controllo non sono significati-ve (rispettivamente t = 1,50, gl =16, P = 0,15 e t =1,5, gl =16, P = 0,15).

Per indagare la relazione tra indicatori biologici etossicità sono stati costruiti due grafici (Fig. 4), doveogni punto rappresenta, per ogni campione analizzato,la coppia di valori IBE-effetto tossico acuto (mortalità,Fig. 4a) o cronico (inibizione della riproduzione, Fig.4b). Come si deduce dalla dispersione dei punti, ecome era da attendersi dal tipo di test utilizzato (cam-pione tal quale) e dalle scale temporali diverse a cuifanno riferimento gli indicatori ecologico e tossicologi-

co, non esiste una correlazione in senso matematicotra i due indicatori tale che al campione con peggiorestato del benthos corrisponda necessariamente unatossicità più severa (r = -0,04, t = 0,14, n = 15, p =0,89 per i dati di mortalità acuta, e r = 0,08, t = 0,79, n= 9, p = 0,45 per i dati di tossicità cronica subletale).L’area dei grafici è stata quindi suddivisa in quadrantida due linee. La linea verticale è tracciata in corrispon-denza di un valore IBE uguale a 8, che rappresenta illimite inferiore corrispondente alla classe di qualità II,cioè quel valore che secondo l’attuale legislazione ita-liana in materia di acque (D. Lgs. 152/99) deve essereraggiunto entro l’anno 2016; quella orizzontale inter-seca l’ordinata ad una percentuale di effetto tossico,acuto o cronico, tale da separare i campioni contossicità statisticamente significativa rispetto al con-trollo (al di sopra della linea) da quelli non tossici (al disotto della linea). In questo modo vengono individuatiquattro quadranti, ai quali corrispondono le quattrocombinazioni possibili di impatto/non impatto sul ben-thos e di presenza/assenza di tossicità (acuta o croni-ca).

Per prima cosa si osserva che, indipendentementedal tipo di effetto tossico, nessuno dei campioni sicolloca nei due quadranti a destra della linea verticale,cioè nessun campione risulta esente da effetti sulbenthos; viceversa tutti i campioni mostrano deteriora-mento della qualità del benthos anche se a diversi livellidi severità (IBE = 1,6–5,6). Nel quadrante in alto asinistra, dove l’alterazione del benthos è associata aduna misura di tossicità acuta (Fig. 4a), si collocano ingrande prevalenza i campioni raccolti nei siti Aniene(B) e Mezzocammino (C), ossia quelli con il benthospiù deteriorato. La corrispondenza tra i parametri bio-

% m

orta

lità

(48

h)

IBE: + IBE: -TOX: + TOX: +

IBE: + IBE: -TOX: - TOX: -

valore IBE

% d

i ini

bizi

one

della

ripr

oduz

ione

in C

erio

daph

nia

IBE: + IBE: -TOX: + TOX: +

IBE: + IBE: -TOX: - TOX: -

valore IBE

Fig. 4. Corrispondenza tra indicatori biologici (IBE) e tossicità acuta (% mortalità dopo 48 ore) (a) o tossicità cronica (% di inibizionedella riproduzione dopo 7 giorni) (b) per Ceriodaphnia dubia nei siti oggetto di studio (A-C).

IBE+ impatto sul benthos- assenza di impatto sul benthos

TOX+ presenza di tossicità- assenza di tossicità

A: PassocoreseB: AnieneC: Mezzocammino


logico e tossicologico, per i siti B e C, è resa ancora piùevidente nel grafico relativo alla tossicità cronica (Fig.4b), dove tutti i campioni sono estremamente tossici.Tale corrispondenza non è invece osservabile per ilsito a monte di Roma (Passocorese, A), dove a valorianche molto bassi di IBE non fa riscontro una tossicitàsignificativa, ad eccezione di un campione con tossici-tà acuta a 48 ore.

DISCUSSIONE E CONCLUSIONII risultati dell’analisi tossicologica dei sedimenti hanno

mostrato l’influenza della città sulla qualità dei sedi-menti del Tevere, che a valle di Roma acquisisconouna tossicità letale, spesso di tipo acuto, completa-mente assente a monte della città. Tali osservazionisuffragano l’ipotesi di un’insufficiente efficacia deidiversi sistemi di depurazione. Il sito localizzato nel-l’Aniene è quasi altrettanto compromesso di quello avalle di Roma, come facilmente prevedibile dalle cono-scenze riguardanti tipologia e numero di fonti di inqui-namento che insistono su di esso.

L’analisi di corrispondenza tra indicatori biologici ela tossicità misurata in laboratorio ha messo in luce unabuona concordanza per i sedimenti dei siti più degrada-ti (Aniene e Mezzocammino); viceversa nel sito amonte di Roma (Passocorese) la scarsa qualità eviden-ziata delle comunità macrobentoniche non ha trovatocorrispondenza con effetti tossici del sedimento: alcontrario, test cronici hanno evidenziato un incremen-to del potenziale riproduttivo, dovuto probabilmente ainutrienti presenti. L’elevata tossicità misurata nei sitidove la comunità bentonica era maggiormente com-promessa indica che l’alterazione del benthos è damettere in relazione (anche) con la presenza di sostan-ze tossiche in concentrazioni letali nella frazione ac-quosa ed ha dimostrato l’adeguatezza del sistema spe-rimentale utilizzato, sia in termini di specie test (Cerio-daphnia dubia) che di fase (acqua interstiziale). Irisultati dei test di tossicità hanno confermato che gliendpoint cronici sono capaci di predire meglio glieffetti sulle comunità bentoniche e la loro misura èimportante per evitare i falsi negativi che potrebberoderivare dai test acuti.

Nel sito dove non c’era concordanza tra valori IBEe tossicità non si può escludere la presenza di unacontaminazione chimica dei sedimenti, che potrebbeessere messa in luce utilizzando una specie caratteriz-

zata da vie di esposizione diverse e/o una diversa fasesperimentale, p.e. un organismo bentonico esposto alsedimento in toto. La eventuale dimostrazione di tossi-cità potrà indirizzare le ulteriori indagini verso i conta-minanti legati alla frazione solida. Nel caso in cuil’assenza di tossicità venisse confermata, l’eventualecontaminazione chimica sarebbe da considerarsi tossi-cologicamente non rilevante in quanto non biodisponi-bile, e le ragioni della riduzione della diversità nellacomunità bentonica potrebbero essere ricercate nel-l’alterazione strutturale dei substrati e dell’ambienteabiotico in generale. Infatti le misure sul benthos pos-sono riflettere, oltre alla risposta ai contaminanti, altrifattori come variazioni del regime idrico e della struttu-ra fisica dell’ecosistema fluviale, concentrazioni dicarbonio organico, caratteristiche del substrato, gra-nulometria del sedimento, profondità dell’acqua. Diper sè l’alterazione delle comunità bentoniche (assenzadi organismi, distribuzione e abbondanza) non è neces-sariamente indice di contaminazione chimica, in quan-to la distribuzione degli invertebrati può presentareelevata variabilità spaziale e temporale (a breve terminee stagionale) ed essere influenzata da fattori chimici(ammoniaca, ossigeno disciolto) e fisici (temperatura,qualità nutrizionali dei substrati). A tale proposito vadetto che in corrispondenza dei siti oggetto di studio èpresente un substrato omogeneo che, riducendo ladiversità della comunità, non permette il raggiungi-mento di valori di IBE elevati; inoltre per il sito diPassocorese sono da segnalare le frequenti captazioniabusive di acqua di irrigazione che portano a regime dimagra il fiume mettendo in asciutto le sponde.

Le informazioni sulla concordanza tra indicatoribiologici e tossicità possono essere utilizzate per iden-tificare i siti a maggior rischio (hot spots) e stabilirepriorità di intervento. Le misure analitiche dei contami-nanti presenti consentono di individuare le cause ditossicità (in termini di tipo di contaminanti, contributoalla tossicità di sostanze naturalmente presenti qualil’ammoniaca, ecc.) e conseguentemente interpretare irisultati e mirare adeguatamente gli interventi.

RINGRAZIAMENTISi esprimono ringraziamenti alla dr.ssa Antonella Anselmo per ilcontributo alla sperimentazione ed al Sig. Roberto Da Gai per lafornitura di colture algali utilizzate nella dieta degli organismitest.

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POSTER

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Sessione Poster


Il bacino idrografico del fiume Marta: caratterizzazioneecologica mediante l’utilizzo di indici biotici

Domenico Venanzi, Ernesto Dello Vicario, Paolo Andreani*Provincia di Viterbo – Assessorato Ambiente – Settore Tutela Acque, Via Saffi, 49 – 01100 Viterbo.

* Referente per la corrispondenza (fax: 0761 342924; [email protected])

RIASSUNTOLo studio si propone di verificare lo stato qualitativo dei principali corsi d’acqua del bacino idrografico del fiume Marta,mediante l’applicazione dell’Indice Biotico Esteso (I.B.E.) e dell’Indice di Funzionalità Fluviale (I.F.F.). Per l’I.B.E. sono statescelte in totale 37 stazioni, del fiume Marta e degli affluenti principali, mentre per l’applicazione dell’I.F.F. sono statipercorsi per l’intera lunghezza tutti i corsi d’acqua interessati da questa indagine. I risultati mostrano una strettaconcordanza tra le informazioni ottenute dai due sistemi di indicazione, che attribuiscono valori qualitativi del tutto similiin quasi tutte le stazioni analizzate. Dai dati raccolti emerge come nel bacino idrografico del fiume Marta possano essereindividuate zone distinte, ognuna delle quali risente in modo differente dei fattori di stress di origine diversa che il fiumesubisce nel suo decorso verso valle; l’utilizzo dei due di indici, inoltre, sembra evidenziare una tipologia di impattoprevalentemente di tipo diffuso.

PAROLE CHIAVE: bacino idrografico / monitoraggio biologico / Indice Biotico Esteso / Indice di Funzionalità Fluviale / fasciaperifluviale.

The Marta river basin: the ecological characterization through the application of biotic indexesThe present study aims to verify the assessment of environmental impact on the Marta river basin, according to the ExtendedBiotic Index (IBE) and River Functionality Index (IFF).37 sites representative of the study area hydrographic network have been selected to evaluate the IBE, while all the riversinvolved in this study were walked along thoroughly to apply the IFF procedure.The results show a tied accordance between the information obtained through the two index systems, which assignenvironmental quality values completely similar in all the analysed sites. From the data obtained emerge as on the Martabasin hydrographic network distinct zones could be detected, each of them is affected in a different way by the stress factorswhich the river meets through his flow towards the valley. In addition, the two index application seems to highlight a typologyof environmental impact mainly of spread type.

KEY WORDS: hydrographic basin / biological monitoring / Extended Biotic Index (IBE) / River Functional Index (IFF) /perifluvial vegetation zone.

INTRODUZIONEL’utilizzo di varie metodolo-

gie di monitoraggio per l’analisidello stato di qualità dei corpi idri-ci superficiali rappresenta uno deiprincipali strumenti di conoscenzadelle politiche attuate a livello lo-cale. Al fine di rendere il monito-raggio più completo e significativo,

è ormai indispensabile utilizzareparametri ed informazioni ambien-tali eterogenee, la cui analisi edinterpretazione richiede la messa apunto di metodiche di sintesi, perattribuire alle acque un valore diqualità globale confrontabile congli standard legislativi di riferimen-

to.In questo lavoro viene presen-

tata la prima caratterizzazione eco-logica del bacino idrografico delfiume Marta mediante applicazio-ne dell’Indice Biotico Esteso e del-l’Indice di Funzionalità Fluviale.L’indagine, protratta dall’ottobre

VENANZI et al. - Il bacino del fiume Marta: caratterizzazione ecologica142

Sessione Poster

2002 al dicembre 2003, è stata con-dotta lungo l’asta principale delfiume Marta e sui sette affluentiprincipali: i torrenti Biedano, Leia,Traponzo, Urcionio, Pantacciano eRigomero, affluenti di sinistra, ed iltorrente Maschiolo, affluente di de-stra.

L’Indice Biotico Esteso (I.B.E.)(GHETTI, 1997), si basa sullo studiodella comunità dei macroinverte-brati che colonizzano le diverse ti-pologie fluviali, analizzandone laricchezza in taxa e la diversa sensi-bilità agli inquinanti.

L’importanza di tale indicetrova riscontro nel suo inserimentotra le metodiche rese obbligatoriedalla legislazione nazionale ed eu-ropea per la determinazione dellostato ecologico delle acque superfi-ciali.

L’Indice di Funzionalità Flu-viale (I.F.F.) (SILIGARDI et al., 2000)nasce come indice fondato su in-formazioni provenienti dall’interoecosistema fluviale e non solo dal-la qualità dell’acqua: esso permettela valutazione complessiva dello sta-to dell’ambiente fluviale e della suafunzionalità, risultato del sinergi-smo e dell’integrazione tra i fattoribiotici ed abiotici dell’ecosistemaacquatico e di quello terrestre adesso collegato.

Gli ambienti fluviali sono eco-sistemi aperti e quindi fortementelegati alla tipologia e all’uso delsuolo dei terreni limitrofi: la diver-sità morfologica, la varietà di mi-crohabitat e la presenza di unafascia di vegetazione perifluvialeben strutturata e diversificata con-corrono al mantenimento di unaelevata funzionalità fluviale. Modi-ficazioni di questi fattori si riper-cuotono negativamente sul potereautodepurante del corso d’acqua,con effetti drammatici sia per ilcorso d’acqua stesso, che per le co-munità animali e vegetali che inesso vivono. Tale indice risulta

estremamente importante per le in-formazioni che riesce a fornire sul-lo stato dell’intero ecosistema flu-viale e rientra tra i metodi di moni-toraggio per i quali il D.Lgs. 152/99auspica la diffusione a larga scala.

MATERIALI E METODIDall’ottobre 2002 al dicem-

bre 2003 sono stati condotti cam-pionamenti stagionali per la valu-tazione della qualità delle acqueattraverso l’applicazione dell’I.B.E.;i rilievi relativi all’I.F.F., così comeprevisto dal metodo (SILIGARDI et al.,2000), sono stati invece effettuatiuna volta l’anno, nel periodo vege-

tativo delle piante.Per la realizzazione dello stu-

dio sono state scelte in totale 37stazioni, di cui 17 sull’asta princi-pale del fiume Marta e 20 sugliaffluenti principali (Fig. 1).

Delle 17 stazioni che riguar-dano il fiume Marta, le prime 3(Ma17, Ma16 e Ma15), si trovano aridosso dell’abitato di Marta, rica-dendo in un’area del tutto o par-zialmente urbanizzata; procedendoverso valle, il fiume scorre in unazona a prevalente uso agricolo, ca-ratterizzata dalla presenza di trecentrali idroelettriche che preleva-no costantemente acqua dall’alveo,

Fig. 1. Bacino idrografico del Fiume Marta: localizzazione delle stazioni di cam-pionamento.

VENANZI et al. - Il bacino del fiume Marta: caratterizzazione ecologica 143

Sessione Poster

fino a ridosso del centro abitato diTuscania (stazioni Ma14, Ma13,Ma12, Ma11, Ma10, Ma9): qui ilfiume attraversa il paese e riceveanche gli scarichi di una piccolafabbrica (Ma8). Allontanandosi dalcentro abitato, il corso d’acqua scor-re fino alla foce sul Mar Tirreno incondizioni naturali, dove gli uniciimpatti sul corso d’acqua sono pro-vocati dall’agricoltura intensiva pra-ticata nei terreni circostanti (sta-zioni Ma7, Ma6, Ma5, Ma4, Ma3,Ma2, Ma1) e da uno sbarramentoutilizzato per scopi irrigui.

Per quanto concerne gli af-fluenti, sul torrente Maschiolo sonostate scelte due stazioni di studio,la prima delle quali in località SanSavino (Mas1), mentre la seconda(Mas2) poco più a monte della con-fluenza sul fiume Marta. Sul tor-rente Biedano sono state studiate 6stazioni, di cui la prima (Bie1), sitrova in prossimità della sorgente,sui Monti di Blera. Procedendo ver-so valle, il torrente scorre all’inter-no del territorio comunale di Ve-tralla, dove sono localizzate le sta-zioni Bie2 e Bie3, rispettivamente amonte e a valle della cittadina. Al-lontanandosi dall’abitato di Vetral-la, il corso d’acqua torna a scorrerein un’area dominata da boschi,dove sono state posizionate le sta-zioni Bie4, Bie5 e Bie6. Il torrenteRigomero è un piccolo affluentedel torrente Traponzo sul qualesono state studiate 2 stazioni, laprima delle quali (Rig1) situata inprossimità del ponte sulla stradaprovinciale Tuscania-Vetralla, men-tre la seconda (Rig2), è posta pocoprima della confluenza sul Bieda-no. Sul torrente Pantacciano sonostate posizionate 2 stazioni, (Pan1e Pan2), che ricadono entrambeall’interno di aree con prevalenzadi boschi. Il torrente Urcionio èstato indagato con 4 stazioni distudio, di cui la prima (Urc1) inprossimità della sorgente, sui mon-

ti della Palanzana; la seconda(Urc2), si trova a ridosso della cittàdi Viterbo, mentre la terza (Urc3) èposizionata a valle del depuratorecomunale; infine la quarta (Urc4),ricade poco prima della confluen-za sul fosso Leia. Sul fosso Leiasono state scelte 3 stazioni, la pri-ma delle quali (Le1) situata in lo-calità Piano del Chigi, la seconda(Le2), in località La Polveriera e laterza (Le3) in località Casale del

Leia. Le acque del torrente Leia siuniscono con quelle del torrenteBiedano per formare il torrente Tra-ponzo, sul quale è stata scelta unastazione di studio (Tra1) in localitàRocca Respampani, in un contestocompletamente naturale.

RISULTATIDai risultati (Tab. I e Fig. 2)

emerge in quasi tutti i siti di cam-pionamento una stretta concor-

Tab. I. Risultati dell’applicazione dell’I.B.E. e dell’I.F.F. nel bacino idrograficodel fiume Marta.

Cod. Nome Valore IFF Liv. funzionalità C.Q.staz. stazione Sx Dx Sx Dx (I.B.E.)

Ma1 Litoranea 201 201 II II IIIMa2 Cascatelle 165 146 III III II/IIIMa3 Monte Cartiera Tarquinia 210 210 II II II/IIIMa4 Poggio Ancarano valle 195 195 II-III II-III IIMa5 Castellaccio 265 265 I I IIMa6 Centrale Traponzo 285 285 I I II/IIIMa7 San Giusto 205 205 II II III/IVMa8 Tuscania 141 156 III III VMa9 Monte Cartiera 180 190 II-III II-III IIMa10 Pian di Mola 290 280 I I IIMa11 Centrale elettrica n.1 171 171 III III IIIMa12 Fontanile del Guidozzo 216 216 II II IIMa13 Mezzagna del Leone 200 200 II-III II-III II/IIIMa14 Castello Araldo 270 270 I I IIMa15 Sollevamento 20 190 190 II-III II-III IIMa16 Marta 137 103 III III-IV III/IVMa17 Paratoie a Marta 43 43 V V IVBie1 Barbarano Romano 295 295 I I I/IIBie2 Blera 200 186 II-III II-III IIBie3 I Ponticelli 170 170 III III IIBie4 Cinelli 220 215 II II IIBie5 Casalone 205 205 II II IIBie6 Roccavecchia 245 245 II II IILe1 Piano del Chigi 170 165 III III IILe2 La Polveriera 205 205 II II IILe3 Casale del Leia 190 165 II-III III IIIUrc1 Palanzana 225 225 II II IIUrc2 Viterbo 170 170 III III IIIUrc3 Valle depuratore 115 105 III-IV III-IV VUrc4 Piano del Chigi 130 130 III III IVPan1 Castel di Salce 250 240 II II I/IIPan2 Rocca Vecchia 250 250 II II IIRig1 Ponte Tuscania-Vetralla 255 255 I-II I-II I/IIRig2 La Rocca 240 240 II II I/IIMas1 San Savino 190 190 II-III II-III IIMas2 Tuscania 205 191 II II-III IITra1 Rocca Vecchia 265 265 I I II

VENANZI et al. - Il bacino del fiume Marta: caratterizzazione ecologica144

Sessione Poster

danza tra le metodiche di indagineutilizzate: già a partire dalla primastazione sul fiume Marta (Ma17) siosserva come sia l’I.B.E. che l’I.F.F.attribuiscano una qualità ambien-tale decisamente scarsa, che tendelentamente a migliorare nelle duestazioni immediatamente a valle(Ma16 e Ma15), man mano che ilfiume si allontana dall’abitato diMarta. Nella stazione successiva(Ma14) l’I.F.F. attribuisce un Giu-dizio di Funzionalità elevato, men-tre l’I.B.E., con una II Classe diQualità, fornisce un quadro legger-mente peggiore. Nelle tre stazionisuccessive (Ma13, Ma12 e Ma11), siregistra un sensibile peggioramen-to della qualità ambientale, con-cordemente registrato da entrambigli indici. Procedendo verso valle sinota come il fiume, scorrendo al-l’interno di una forra (Ma10) mi-gliori la propria qualità ambienta-le, come testimoniano in modo coe-rente sia l’I.B.E. che l’I.F.F.; questa

situazione ottimale si mantiene finoa ridosso dell’abitato di Tuscania,dove nella stazione Ma9 il fiumerisente degli effetti di una, seppurmodesta, urbanizzazione, rilevatain maniera più sensibile dall’I.F.F.rispetto all’I.B.E. La stazione suc-cessiva (Ma8), pur mantenendosiinvariata per quel che riguarda l’usodel territorio e la fascia di vegeta-zione perifluviale, risulta compro-messa nella struttura in alveo, conriduzione delle tipologie che favori-scono la diversità ambientale e sem-plificazione strutturale a carico del-la comunità macrobentonica: talesituazione di degrado viene mag-giormente evidenziata dall’I.B.E.,che fornisce una V Classe di Quali-tà, mentre l’I.F.F. attribuisce unquadro migliore, con un III Livellodi Funzionalità. Superato l’abitatodi Tuscania, il fiume prosegue ilsuo percorso in un contesto com-pletamente naturale, recuperandoprogressivamente la sua capacità

funzionale. Già a partire dalla sta-zione successiva (Ma7), sia l’I.F.F.che l’I.B.E. assumono giudizi mi-gliori, anche se quest’ultimo tendeancora ad essere più pessimista ri-spetto all’I.F.F.; nelle due stazionipiù a valle (Ma6 e Ma5), la qualitàambientale migliora ulteriormente,con i due indici che fornisconoinformazioni leggermente discor-danti, attribuendo l’I.B.E. un giudi-zio ambientale buono e l’I.F.F. ungiudizio di funzionalità elevato.Procedendo verso la foce il fiumeattraversa il territorio comunale diTarquinia, dove l’uso agricolo delterritorio circostante il corso d’ac-qua concorre alla riduzione dellafascia riparia e alla semplificazio-ne strutturale della comunità ma-crobentonica: di conseguenza, nel-le stazioni Ma4, Ma3, Ma2 e Ma1sia l’I.B.E. che l’I.F.F. assumonopunteggi più bassi rispetto alle sta-zioni precedenti, attribuendo inmaniera concorde un giudizio am-

Fig. 2. Risultati dell’applicazione dell’I.B.E. (a sinistra) e dell’IFF (a destra).

♦Sponda sinistra Sponda destra Entrambe le sponde

IBE IFF

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Sessione Poster

bientale sempre compreso tra il suf-ficiente ed il buono.

Per quanto concerne gli af-fluenti, il quadro ambientale risul-ta nel complesso buono. Nel tor-rente Maschiolo, l’I.B.E. attribuiscemediamente una II Classe di Qua-lità sull’intera asta fluviale, sostan-zialmente in linea con quanto emer-so dall’I.F.F., che fornisce un Livel-lo di Funzionalità compreso tra IIe III. Un quadro molto simile si haanche sul torrente Pantacciano,dove entrambi gli indici concorda-no nel descrivere una situazioneambientale buona.

Tra tutti gli affluenti, quelloche presenta qualità peggiore è iltorrente Urcionio, che mostra unaqualità buona nel tratto iniziale(Urc1), per poi risentire pesante-mente degli effetti antropici provo-cati dalla città di Viterbo: il degra-do ambientale di questo corso d’ac-qua, è sentito in misura maggiorenella stazione Urc3, con l’I.B.E.che registra una V Classe di Quali-tà e l’I.F.F. che attribuisce un III/IV Livello di Funzionalità.

Allontanandosi dalla città diViterbo, nella stazione Urc4 il qua-dro ambientale migliora lievemen-te, con l’I.B.E. e l’I.F.F. che arriva-no ad assumere rispettivamente IVClasse di Qualità e III Livello diFunzionalità. Questo corso d’acquasi immette quindi nel torrente Leia,che mostra nel tratto superiore (Le2)una situazione ambientale sostan-zialmente buona, indicata dal giu-dizio buono ottenuto da entrambigli indici, mentre a valle dell’im-missione del torrente Urcionio lasituazione peggiora sensibilmente,con l’I.B.E. che raggiunge la IIIClasse di Qualità: questo deteriora-mento ambientale viene percepitoanche dall’I.F.F., che attribuisceLivello di Funzionalità III per lasponda destra e II/III per quellasinistra.

Nel torrente Rigomero entram-

bi gli indici concordano nell’attri-buire una qualità ambientale deci-samente buona, anche se l’I.B.E.,con una I/II Classe di Qualità, for-nisce un giudizio lievemente mi-gliore rispetto all’I.F.F., che attri-buisce un II Livello di Funzionali-tà. Il torrente Biedano presenta qua-lità ambientale elevata nel trattoiniziale (Bie1), con l’I.B.E. che for-nisce una I/II Classe di Qualità el’I.F.F. un I Livello di Funzionali-tà, mentre nelle altre stazioni e finoalla confluenza sul torrente Tra-ponzo si registra un quadro am-bientale buono, uniformementeregistrato da entrambi gli indici.

Il torrente Biedano si uniscequindi con i torrenti Leia e Rigo-mero per formare il torrente Tra-ponzo, che presenta qualità am-bientale tra il buono e l’elevato pertutto il suo decorso, fino alla con-fluenza sul fiume Marta.

DISCUSSIONEIl monitoraggio del fiume

Marta ha consentito di individuarelungo il suo corso sei zone distinte:la prima, a ridosso dell’abitato diMarta, in cui la qualità ambientalerisente degli effetti dell’urbanizza-zione, che impedisce lo sviluppo diuna fascia di vegetazione ripariacostringendo il fiume a scorrere inun canale raddrizzato, con conse-guenze gravi anche per la comuni-tà macrobentonica. La seconda, incui la naturalità dell’ambiente cir-costante, la presenza di una fasciadi vegetazione riparia arborea mol-to sviluppata e la diversità in alveoed una comunità macrobentonicaben differenziata permettono il rag-giungimento di una buona qualitàambientale.

La terza zona sembra risenti-re degli effetti provocati dalle operedi presa di tre centrali idroelettri-che le quali determinano frequentioscillazioni di portata che compor-tano variazioni significative del-

l’estensione dell’alveo e potrebberocompromettere l’efficienza autode-purativa.

La quarta zona si trova a ri-dosso dell’abitato di Tuscania, incui la qualità ambientale risultacompromessa dall’uso intensivo delterritorio circostante e dall’impattoantropico provocato dalla suddettacittadina, che causano la riduzio-ne sensibile della diversità in alveoe la drastica semplificazione dellacomunità macrobentonica, malgra-do in questo tratto del fiume con-fluiscano le acque dei due affluentiMaschiolo e Pantacciano che, conle loro acque relativamente pulite,aumentano l’effetto diluente.

Nella quinta zona si assistead un sensibile recupero della qua-lità ambientale, favorita dal fattoche il corso d’acqua scorre in uncontesto completamente naturale,lontano da impatti di qualunquetipo, e dall’immissione nelle pro-prie acque di quelle del torrenteTraponzo, con portata elevata ebuona qualità, che favoriscono iprocessi autodepurativi. Infine, l’ul-tima zona individuata interessa iltratto potamale, dove la qualitàambientale risulta parzialmentecompromessa dall’uso agricolo in-tensivo dei territorio limitrofo che,oltre a provocare uno stress direttoa carico della comunità dei macro-invertebrati, impedisce anche lo svi-luppo di una adeguata fascia divegetazione riparia.

I dati ottenuti mostrano chia-ramente come tra i due sistemi diindicazione utilizzati esista unastretta concordanza, tranne in qual-che caso particolare: si è osservato,infatti, come entrambi gli indicivadano quasi sempre di pari passonel formulare un giudizio qualita-tivo e come l’I.B.E. risulti, tuttavia,più efficiente nel rilevare gli effettidell’inquinamento puntiforme ri-spetto all’I.F.F., che si mostra inve-ce più sensibile a quello diffuso.

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Sessione Poster

CONCLUSIONIDall’analisi dei risultati è pos-

sibile concludere che il bacino idro-grafico del fiume Marta presenta,seppur con qualche eccezione, unabuona qualità ambientale, suben-do variazioni del tutto particolarilegate da un lato all’uso del territo-rio e dall’altro all’influenza negati-va delle attività antropiche di origi-ne diversa. L’utilizzo dell’I.F.F. asostegno dell’I.B.E. nell’analisi del-la qualità ambientale ha permessodi ottenere informazioni dettaglia-te, fornendo un contributo signifi-cativo per la gestione del territorio:i due indici giungono, nella mag-gior parte delle stazioni investigate,

a risultati del tutto simili, indican-do come l’intero bacino idrograficosembrerebbe risentire maggiormen-te degli effetti dell’inquinamentodiffuso, piuttosto che di quello pun-tiforme.

È importante sottolinearecome le pressioni maggiori avven-gano a carico della fascia periflu-viale, un ecosistema-filtro che meri-ta, quindi, particolare attenzione,considerato che una gestione eco-compatibile della fascia riparia per-metterebbe al fiume Marta di po-tenziare notevolmente la sua capa-cità autodepurativa. Ciò rivesteun’importanza notevole, visto chetale corso d’acqua subisce pressio-

ni dovute ad attività antropiche chein alcuni tratti ne pregiudicano no-tevolmente la qualità. La politicaambientale futura, che si attua at-traverso le competenze di pianifica-zione territoriale, non può quindiprescindere dal tenere nella giustaconsiderazione l’ambiente natura-le. Il presente lavoro conferma l’im-portanza del ricorso all’I.F.F. comestrumento di supporto ai sistemi dimonitoraggio tradizionali, per for-nire valutazioni sintetiche e prezio-se sulle cause del deterioramentofluviale, consentendo di ottenereindicazioni per orientare gli inter-venti di riqualificazione e stimarne(anche preventivamente) l’efficacia.

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147

Sessione Poster


Applicazione dell’Indice di Funzionalità Fluviale (IFF)ad un fiume minore della pianura trevigiana: il Meolo

Ornella De Ros1*, Mara Zanette2, Maurizio Siligardi3, Pier Francesco Ghetti2, Paolo Negri3, Paola Camuccio1

1 Provincia di Treviso - Settore Gestione del Territorio - Via Manin 73 - 31100 Treviso

2 Università Ca’ Foscari di Venezia - Dipartimento di Scienze Ambientali - Calle Larga Santa Marta, 2173 - 30132 Venezia

3 APPA Trento - Via Mantova, 16 - 38100 Trento

* Referente per la corrispondenza (fax 0422 582499; [email protected])

RiassuntoNel corso dell’anno 2003 la Provincia di Treviso in collaborazione con l’Università Ca’ Foscari di Venezia ha svolto unacampagna di applicazione dell’Indice di Funzionalità Fluviale (IFF) all’asta del Fiume Meolo.Obiettivo della ricerca è stato quello di ampliare le conoscenze relative al fiume attraverso una prima individuazione deifattori che incidono maggiormente sulla funzionalità dell’ecosistema fluviale e l’identificazione di tratti del corso d’acqua adifferente grado di naturalità e/o alterazione.Dai risultati dell’applicazione dell’IFF si evince che gran parte dei tratti fluviali analizzati presenta un giudizio difunzionalità scadente (con alternanza di tratti mediocri e mediocri-scadenti), principalmente in ragione dell’assenza dellafascia di vegetazione perifluviale, della monotonia del territorio agrario circostante, della “canalizzazione-rettifica” delfiume. Le domande appartenenti al gruppo funzionale n° 1 (condizioni vegetazionali delle rive e del territorio circostante alcorso d’acqua) presentano infatti i punteggi più invalidanti la funzionalità del fiume. Solo il tratto di sorgente presenta ungiudizio di funzionalità buono con una estensione pari all’11% dell’asta fluviale.L’analisi statistica PCA ha fornito risultati apprezzabili, permettendo di ottenere sintetiche espressioni valutative delcomplesso sistema della funzionalità fluviale e di individuare raggruppamenti delle variabili riferibili a specifici attributidell’ecosistema, oltre che variabili critiche per la tipologia ambientale del fiume in oggetto.

PAROLE CHIAVE: Indice di funzionalità Fluviale / fasce riparie / agroecosistema / acqua superficiale / piccolo bacino idrografico

Application of the Fluvial Functioning Index (IFF) on Meolo riverDuring 2003 Provincia di Treviso and Ca’ Foscari University of Venice has carried out an application of the FluvialFunctioning Index (IFF) on Meolo river. The research was aimed to increase the river knowledege in order to identify whichfactors mostly affect river functionality and to classify river segments on the basis of their degrees of naturalness oralteration.The results of Index application suggest that most of the fluvial segments present a scarce value in river functionality(sometimes alternated with mediocre and mediocre-scarce value segments) mainly by reason of lack of riparian vegetation,agriecosystem monotony, river embankments and straightened stream. By grouping the Index questions as IFF handbookexplains, it becomes infact clear that questions group n. 1 (vegetational bank conditions and sourronding area attributes)mostly affects river functionality. Only the upper part of the river (11% of total lenght), coinciding with springs area, presentsa good IFF value.Principal Component Analysis (PCA) has provided satisfactory results, furnishing concise evaluating expression of riverfunctionality complexity and pointing out variable groups related to specific ecosystem attributes other than criticalvariables for the mentioned river typology.

KEY WORDS: Fluvial Functioning Index / riparian buffer strip / agroecosystem / surface water / small watershed

DE ROS et al. - Applicazione dell’IFF al Fiume Meolo148

Sessione Poster

INTRODUZIONEIl monitoraggio e la tutela dei

corsi d’acqua superficiali sonoaspetti che meritano sicuramentela massima attenzione da parte deisoggetti coinvolti nella gestione diquesti ecosistemi, oggi sempre piùminacciati da molteplici fonti dipressione di origine antropica.

Tra i corsi d’acqua della bas-sa pianura trevigiana, il fiume Me-olo è fra quelli che maggiormenterisentono di una situazione di pe-sante degrado ambientale, attribui-bile all’artificializzazione del terri-torio ed al carico inquinante deri-vante sia da scarichi puntiformiche, soprattutto, da inquinamentodiffuso di origine agricola.

La Provincia di Treviso, incollaborazione con l’Università Ca’Foscari di Venezia, ha ritenuto per-ciò importante organizzare questaricerca allo scopo di conoscere lostato di funzionalità del fiume, an-che in vista di eventuali interventidi rinaturalizzazione.

MATERIALI E METODILa provincia di Treviso è ca-

ratterizzata da una presenza consi-derevole di acque superficiali sia diorigine alpina che di risorgiva.

Oggetto della presente ricercaè il fiume Meolo, compreso quasiinteramente entro i limiti ammini-strativi della Provincia. Il fiume siorigina in comune di Breda di Pia-ve ad est della città di Treviso, nellafascia dei fontanili compresa traTreviso e Ponte di Piave e, dopo unpercorso di circa 22 Km, confluiscenel fiume Vallio, in provincia diVenezia.

Il bacino idrografico del fiu-me si estende per circa 3.000 ha erientra nel cosiddetto Bacino delVela, a sua volta parte integrantedel bacino scolante in laguna diVenezia. Il territorio è utilizzatoprevalentemente per pratiche agri-cole di tipo intensivo: l’80% circa

della SAU (Superficie Agricola Uti-lizzabile) è destinata al seminativoed il 20% alla viticoltura (zona DOC“Vini del Piave”).

Il deflusso idrico nel bacino èa carattere prettamente naturale esolo saltuarie operazioni di diver-sione a scopo irriguo ne possonoinfluenzare il naturale regime, stret-tamente dipendente dall’acquiferoindifferenziato dal quale trae origi-ne. La portata è quindi determina-ta in misura percentualmente limi-tata dagli apporti meteorici effica-ci, ed in misura preponderante dal-le dispersioni in alveo dei corsi d’ac-qua superiori (GIARDINI e GIUPPONI,1998).

Il monitoraggio biologico me-diante IBE (GHETTI, 1997), effettua-to ad anni alterni su un’unica sta-zione di misura, ha dato risultatiche oscillano tra lo stato di “am-biente alterato” e quello di “am-biente molto alterato” (ARPAV,2001 e 2002).

L’applicazione dell’IFF (SILI-GARDI et al., 2000) all’asta del fiumeMeolo si è svolta nei mesi di Agostoe Settembre 2003.

L’IFF, attraverso l’indaginedettagliata dell’ambiente fluviale,si propone di valutare la sua fun-zionalità attraverso l’integrazionedi diversi fattori biotici e abioticisia dell’ecosistema acquatico chedi quello terrestre associato.

La metodologia IFF, promos-sa e raccomandata da ANPA, risul-ta essere uno strumento di monito-raggio adeguato per la valutazionedegli elementi biologici e idromor-fologici così come prevista dallaDirettiva Europea 2000/60/CE.

Al fine di investigare i dati dicampo è stato utilizzato il softwarestatistico SPSS 7.5 così come propo-sto da FONDAZIONE LOMBARDIA PER

L’AMBIENTE (2002).

RISULTATI E DISCUSSIONEIl corso d’acqua è stato suddi-

viso in 38 tratti omogenei per untotale di 43 km di sponde investiga-te, ovvero 21,5 km per sponda. Granparte di questi tratti presenta ungiudizio di funzionalità scadente(con alternanza di tratti mediocri etalvolta mediocre-scadenti e scaden-te-pessimi). Solo il tratto di sorgentepresenta un giudizio buono (Fig. 1).

L’analisi del primo gruppofunzionale di domande (così comeraggruppate dal Manuale di appli-cazione IFF) dimostra che i pun-teggi, ad esclusione di alcuni pic-chi, sono generalmente molto bas-si, in ragione della monotonia delterritorio agrario, solo saltuariamen-te interrotto da piccoli centri urba-ni. Appare evidente l’aumento delpunteggio per le schede di monte,ove è presente la vegetazione ripa-ria.

Fig. 1. Lunghezza percentuale dei tratti raggruppati per Livello di Funzionalità.

DE ROS et al. - Applicazione dell’IFF al Fiume Meolo 149

Sessione Poster

I punteggi del secondo grup-po di domande presentano escur-sioni ridotte con un comportamen-to abbastanza costante lungo tuttoil tratto e, dal momento che la do-manda 5 assume lo stesso valoreper tutta la lunghezza del fiume, lavariabilità è data solo dalla doman-da 6.

Il terzo gruppo di domandepresenta valori caratterizzati da evi-denti escursioni i cui minimi sonolocalizzati presso i centri abitati diMonastier di Treviso e San Biagiodi Callalta, caratterizzati da rivetotalmente artificiali. Complessiva-mente si nota una tendenza al mi-glioramento nella zona di monte.Questa tendenza si può ricollegarealla variazione della struttura delfondo dell’alveo ed alla naturalitàdella sezione.

Per il quarto gruppo funzio-nale, riportante la qualità biologi-ca del fiume, viene raggiunto ilmassimo in alcune sezioni e si rag-giunge quasi la metà del valoremassimo nella maggioranza deicasi. La situazione migliore si veri-fica nella parte sorgentizia, i mini-mi si raggiungono invece in corri-spondenza di un consistente scari-co da azienda zootecnica (pescicol-tura ed allevamento suini) e di unoscarico da depuratore pubblico.

Calcolo del coefficiente di corre-lazione non parametrico ρρρρρ (rho)di Spearman

Questo tipo di analisi è appro-priata per dati su scala intervallareche non soddisfano l’assunzione dinormalità, come quelli in questio-ne.

L’indice di Spearman eviden-zia come le domande relative allavegetazione perifluviale (tipologia,ampiezza e continuità), alla con-formazione delle rive ed alla natu-ralità della sezione trasversale sia-no fortemente correlate fra loro (ρ>0,60). Quest’ultima caratteristicarisulta inoltre fortemente correlataall’erosione (ρ >0,70). Lo stesso di-casi per le tre domande relative alcomparto biologico, le quali risul-tano peraltro correlate anche allastruttura del fondo dell’alveo (ρ>0,65). Si sottolinea come lo statodel territorio circostante non risulticorrelato in maniera evidente adalcuna variabile (Tab. I).

Analisi delle Componenti Princi-pali (Principal Component Analy-sis, PCA)

Data la costanza del punteg-gio assegnato alla domanda sullecondizioni idriche dell’alveo, la va-riabile denominata IDR (domandaIFF n. 5) è stata esclusa dall’anali-

si PCA.La varianza spiegata raggiun-

ge valori prossimi all’80% al quar-to componente. La saturazione del-la prima componente è comunquemolto elevata essendo pari al 49%.Tale componente è connessa conla maggior parte delle variabili, siariferibili alla vegetazione periflu-viale (tipologia, ampiezza, continui-tà) che alle caratteristiche biologi-che, che alla conformazione dellerive, del fondo dell’alveo e dellasezione trasversale (coefficiente fat-toriale minimo pari a 0,70). Questaprima componente dimostra quan-to le pressioni antropiche esercitateper ragioni di bonifica, agrocolturalied idrauliche, abbiano compromes-so la funzionalità fluviale sottonumerosi aspetti. La seconda com-ponente non risulta associata inmaniera evidente ad alcuna varia-bile.

La terza componente fornisceuna spiegazione di tipo “morfologi-co-biologica” sul funzionamentodell’ecosistema poiché le variabiliconnesse risultano l’erosione, lapresenza di meandri e di strutturedi ritenzione della sostanza organi-ca (macrofite acquatiche e canne-to).

È da sottolineare il valore delcoefficiente fattoriale legato alla

Tab. I. Matrice di correlazione di Spearman applicata alle 14 variabili corrispondenti alle 14 domande dell’IFF.

TER VEG AMP CON IDR RIV RIT ERO NAT FON RAS PER DET MBT

TER 1,000 0,271 0,330 0,418 - 0,330 0,336 0,308 0,329 0,302 0,151 0,066 0,321 0,314VEG 0,271 1,000 0,863 0,743 - 0,687 0,342 0,302 0,601 0,551 0,331 0,449 0,505 0,556AMP 0,330 0,863 1,000 0,692 - 0,602 0,208 0,256 0,605 0,409 0,331 0,343 0,387 0,413CON 0,418 0,743 0,692 1,000 - 0,672 0,434 0,464 0,672 0,366 0,340 0,191 0,377 0,384IDR - - - - - - - - - - - - - -RIV 0,330 0,687 0,602 0,672 - 1,000 0,603 0,397 0,640 0,379 0,428 0,270 0,303 0,374RIT 0,336 0,342 0,208 0,434 - 0,603 1,000 0,305 0,255 0,242 0,251 0,089 0,254 0,248ERO 0,308 0,302 0,256 0,464 - 0,397 0,305 1,000 0,708 0,381 0,502 0,271 0,244 0,372NAT 0,329 0,601 0,605 0,672 - 0,640 0,255 0,708 1,000 0,620 0,631 0,450 0,437 0,613FON 0,302 0,551 0,409 0,366 - 0,379 0,242 0,381 0,620 1,000 0,448 0,766 0,833 0,993RAS 0,151 0,331 0,331 0,340 - 0,428 0,251 0,502 0,631 0,448 1,000 0,242 0,368 0,435PER 0,066 0,449 0,343 0,191 - 0,270 0,089 0,271 0,450 0,766 0,242 1,000 0,659 0,768DET 0,321 0,505 0,387 0,377 - 0,303 0,254 0,244 0,437 0,833 0,368 0,659 1,000 0,884MBT 0,314 0,556 0,413 0,384 - 0,374 0,248 0,372 0,613 0,993 0,435 0,768 0,884 1,000

DE ROS et al. - Applicazione dell’IFF al Fiume Meolo150

Sessione Poster

variabile territorio circostante del-la quarta componente (pari a 0,66).Questo risultato si può spiegare conla monotonia del paesaggio agrarioche finisce per essere piuttosto indi-pendente da ogni altra caratteristi-ca (Tab. II).

Dal momento che la correla-zione delle prime due componentinon ha fornito indicazioni statisti-che significative (coefficiente di de-terminazione r2 = 0,081) si è proce-duto con la rappresentazione delleposizioni spaziali delle componen-ti 1 e 3. Il diagramma evidenzial’addensarsi delle variabili intornoad una retta di regressione aventefunzione y = 1,355x + 0,985 e sup-portata dal coefficiente r2 = 0,638per un livello di significatività p <0,05. Si evidenziano nuovamente idue raggruppamenti delle variabiligià descritti (Fig. 2).

Al fine di ricercare correlazio-ni più strette entro le variabili dipertinenza della prima componen-te, si è comunque proceduto allarappresentazione delle posizionispaziali delle prime due componen-ti. La seconda componente, infatti,consente di suddividere le variabiliafferenti alla prima in due sotto-gruppi, secondo il modello già for-nito dal calcolo del coefficiente dicorrelazione di Spearman.

Il primo gruppo è connessocon le variabili più strettamenteriferibili alla parte immediatamen-te esterna dell’ambiente acquatico(ivi compresa la conformazione del-le rive) ed alla naturalità della se-zione trasversale. Questo raggrup-pamento si riferisce ad un costruttoche possiamo indicare come “eco-tonale”, ove si pone in evidenza larilevanza della zona riparia e diriva.

La stretta correlazione esisten-te tra dette variabili si spiega con ladiffusa artificializzazione della se-zione trasversale (sagomatura del-l’alveo) e con la banalizzazione del-

Tab. II. Relazioni tra le 14 variabili dell’IFF e le prime 4 componenti estratte.

ComponenteVariabile 1 2 3 4

TER 0,432 0,244 0,378 0,661VEG 0,845 0,271 -0,319 0,0175AMP 0,706 0,386 -0,349 0,01301CON 0,734 0,463 -0,225 -0,0196RIV 0,814 0,347 -0,105 -0,188RIT 0,445 0,339 0,427 0,173ERO 0,293 0,250 0,667 -0,191NAT 0,848 0,124 0,06756 -0,269FON 0,843 -0,447 0,04624 0,05517RAS 0,458 -0,220 0,518 -0,432PER 0,702 -0,472 -0,249 -0,0281DET 0,786 -0,448 0,03233 0,208MBT 0,857 -0,462 0,03881 0,119

Fig. 2. Diagramma di dispersione delle variabili nel piano delle componenti 1 e 3.

Fig. 3. Diagramma di dispersione delle variabili nel piano delle componenti 1 e 2.

l’ambiente di riva.Dal secondo gruppo di varia-

bili si può estrarre un costrutto ditipo “idrobiologico”, ove le variabi-li prettamente biologiche (vegeta-zione in alveo, detrito, macroben-

thos) sono tra loro fortemente cor-relate, così come con la strutturadel fondo dell’alveo.

Le variabili che appaionochiaramente distinte al centro deldiagramma (erosione, strutture di

151

Sessione Poster

ritenzione, territorio circostante,raschi pozze e meandri) e che risul-tano avere una bassa correlazionecon le tre principali componenti,sono classificabili come critiche inquanto presentano una ridotta va-riabilità legata sia alla monotoniadell’ambiente oggetto di studio cheai naturali limiti di applicazionedel metodo su tipologie fluviali pla-niziali (Fig. 3).

CONCLUSIONIMalgrado i limiti che il meto-

do presenta quando applicato aicorsi d’acqua planiziali di modestedimensioni, come quello oggetto delpresente studio, la PCA ha fornitorisultati apprezzabili, consentendodi ottenere sintetiche espressionivalutative del complesso sistemadella funzionalità fluviale.

I risultati ottenuti unitamen-te alle considerazioni emerse du-rante il lavoro di campagna ed ine-renti la conformazione delle rive el’utilizzo del territorio circostante,indicano che eventuali interventi

di riqualificazione localizzati lun-go l’asta fluviale sarebbero moltodifficilmente realizzabili.

Il decadimento della qualitàdelle acque suggerisce piuttosto lanecessità di sviluppare scelte di pia-nificazione a livello di bacino idro-grafico, ed in particolare a livellodi “vegetazione riparia” (siepi e ve-getazione arborea) associata al reti-colo idrografico secondario del-l’agroecosistema, anche per l’abbat-timento dei nutrienti di origine agri-cola.

Bibliografia

ARPAV, 2001. Monitoraggio biologicodelle acque correnti della provincia diTreviso. Anno 2001.

ARPAV, 2002. Monitoraggio biologicodelle acque correnti della provincia diTreviso. Anno 2002.

FONDAZIONE LOMBARDIA PER L’AMBIENTE,2002. Applicazione dell’Indice diFunzionalità Fluviale (IFF) al sistemaidrografico del Fiume Ticino. Ed.Fondazione Lombardia per l’Am-

biente, Milano. 294 pp.GHETTI P.F., 1997. Manuale di appli-

cazione Indice Biotico Esteso (I.B.E.).I macroinvertebrati nel controllo dellaqualità degli ambienti di acque correnti.Ed. Provincia autonoma di Trento,Stazione sperimentale AgrariaForestale, S. Michele. 141 pp.

GIARDINI L., GIUPPONI C., 1998. Analisiagro-ambientale sul Bacino del FiumeMeolo. Università degli Studi di

Padova, Ministero per le PoliticheAgricole, Consorzio di BonificaDestra Piave.





153

Sessione Poster


Valutazione della qualità del fiume Pescara mediantel’applicazione dell’Indice di Funzionalità Fluviale (I.F.F.)

Elona Xhebraj1, Maria Silvia Bucci2, Giovanna Martella3*

1 Libero professionista - Pescara

2 Libero professionista - Campobasso

3 Agenzia Regionale Tutela per l’Ambiente – Dipartimento di Pescara, Viale G. Marconi, 51 - 65126 Pescara


RIASSUNTOIl fiume Pescara, un corso d’acqua naturale di primo ordine le cui sorgenti sono localizzate nei pressi di Popoli a 260 m s.l.m.,è caratterizzato da captazioni per scopi idroelettrici che ne riducono drasticamente la portata per il 70 % del percorso.In questo studio è stato applicato l’Indice di Funzionalità Fluviale (I.F.F.) seguendo le indicazioni espresse nel manuale diapplicazione; la distribuzione percentuale dei livelli di funzionalità osservata su tutta l’asta fluviale evidenzia unasituazione di alterazione degli equilibri di funzionalità, attribuibili a pressioni antropiche scaturite da una cattiva gestionedel territorio, sia per l’utilizzo agrario che per ragioni idrauliche e di pianificazione urbanistica.

PAROLE CHIAVE: I.F.F. / Funzionalità fluviale / Fiume Pescara

Quality valuation of the Pescara river by mean fluvial functionality index applicationPescara river, a first order natural water course, is the object of this ecologic appraisal, whose sources are located near Popoli(260 m above sea level). Four water captures, for hydroelectric scopes, reduce drastically the capacity, 70 %, along the riverlength.In this study has been applied the Fluvial Functionality Index (I.F.F.) following the indications on the application’shandbook. The percentage distribution of functionality levels observed river lengthways give evidence to an alteredsituation of functionality equilibrium, attributable to the anthropic pressures gushed from a bad territory management is foragrarian uses than for hydraulic reasons and urban planning.

KEY WORDS: I.F.F. / Fluvial Functioning / Pescara River

INTRODUZIONEIl presente lavoro è finalizza-

to alla valutazione dello stato com-plessivo del fiume Pescara e dellasua funzionalità, intesa come risul-tato della sinergia e dell’integrazio-ne di una serie di fattori biotici edabiotici presenti nell’ecosistemaacquatico e in quello terrestre adesso collegato.

È stato applicato l’Indice diFunzionalità Fluviale lungo tuttal’asta del fiume Pescara per verifi-

care l’entità dell’impatto antropicoe delle derivazioni idriche che su diesso insistono.

MATERIALI E METODIL’ambiente oggetto di questa

valutazione biologica è il fiumePescara, il cui bacino si estende suun’area di 1190 kmq; è un corsod’acqua naturale le cui sorgentisono localizzate nei pressi di Popo-li a 260 m s.l.m. e formano un

biotopo di grande interesse ecologi-co inserito nei Siti di ImportanzaComunitaria.

Il fiume Pescara, lungo 68 Kme con una portata media annua dicirca 45 mc/s, è caratterizzato daquattro captazioni per scopi idroe-lettrici che ne riducono drastica-mente la portata per il 70 % delpercorso; infatti l’ultima restituzio-ne avviene solo a 15 Km dalla foce.

Nel periodo fine settembre-ini-

Xhebraj et al. - Applicazione dell’I.F.F. sul fiume Pescara154

Sessione Poster

zio ottobre 2003 è stato applicatosu tutto il corso d’acqua l’Indice diFunzionalità Fluviale (I.F.F.) se-guendo le indicazioni espresse nelmanuale di applicazione (SILIGARDI

et al., 2000) e utilizzando le cartetematiche e le ortofotocarte laddo-ve non era possibile effettuare unsopralluogo diretto; i primi 10 Kmdi rilevamento sono stati effettuatianche con l’ausilio di un mezzonautico; in totale è stato percorsocirca il 90 % del corso d’acqua.

Dai risultati ottenuti si è cal-colata la distribuzione percentualedei livelli di funzionalità, verificatol’accorpamento delle domande neiquattro gruppi funzionali con ilcalcolo delle percentuali relativerispetto al massimo valore raggiun-gibile da ogni gruppo di domande,effettuata l’elaborazione statisticamediante la PCA (Analisi delle Com-ponenti Principali) e applicatal’analisi multivariata per dati nonparametrici (Cluster Analysis).

RISULTATI E DISCUSSIONEL’indagine effettuata ha por-

tato alla compilazione di 34 sche-de, per un totale di 64 km di corsod’acqua. La distribuzione percen-tuale dei livelli di funzionalità ditutta l’asta fluviale e delle due spon-de, riferita anche alla lunghezzadei tratti in km, è riportata nellefigure 1, 2 e 3.

Non si notano tratti di eleva-ta funzionalità in quanto subito avalle dell’invaso della sorgente ilfiume subisce un considerevole im-patto antropico. In pochi chilome-tri riceve il carico organico del fiu-me Aterno, attraversa un’area ur-banizzata, la fascia riparia subisceun drastica riduzione, compaionoarginature artificiali che ne inter-rompono la continuità trasversalecompromettendone la funzionalitàfluviale e, per ultimo, riceve il cari-co organico di un depuratore direflui urbani. Una situazione simi-

Fig. 1. Fiume Pescara: andamento deivalori percentuali di IFF nei 34 trattiesaminati.

Fig. 2. Fiume Pescara: distribuzionepercentuale dei livelli di funzionalità.

Fig. 3. Fiume Pescara: distribuzione percentuale dei livelli di funzionalità.

Fig. 4. Fiume Pescara: andamento percentuale dei valori IFF dei quattro gruppifunzionali di domande.

le si evidenzia anche nel tratto fi-nale dove il fiume attraversa unazona industriale e un’area forte-mente urbanizzata, in corrispon-denza della città omonima.

L’analisi dei quattro gruppifunzionali di domande (Fig. 4) evi-denzia un alternarsi di condizionipositive e negative per entrambe le

sponde, con punteggi percentualiche scendono spesso sotto il 50%,nei tratti penalizzati già descritti elungo tutta l’asta fluviale.

Il risultato dell’analisi PCA(Analisi delle Componenti Princi-pali) con la ricerca di 3 fattori mo-stra una matrice di autovalori (TabI) da cui si evince che esistono 3

Xhebraj et al. - Applicazione dell’I.F.F. sul fiume Pescara 155

Sessione Poster

fattori che spiegano oltre il 70%della varianza e che possiamo defi-nire come segue:1. Fattore 1 = la saturazione delle

variabili NAT, ERO, VEG1, CON,AMP, prese in ordine percentua-le, esprime un costrutto pretta-mente legato alle condizioni ve-getazionali della zona periflu-viale e che potremo definirecome “ripario funzionale”.

2. Fattore 2 = la consistente satu-razione delle variabili, in ordi-ne di peso percentuale, MTB,DET, VEG, RIT, FON, RAS fapensare ad un costrutto legatoessenzialmente alla parte ben-tonica che potremo definirecome “bentonico funzionale”.

3. Fattore 3 = la saturazione dellevariabili RIV, IDR, RIT, FONdefinisce un costrutto ideale cheriguarda essenzialmente la mor-fologia e il regime idraulico chepotremo definire come “morfo-idraulico”.

In conclusione l’analisi ponein rilievo la presenza di tre fattori odimensioni sottese ai dati che sem-brano indicare tre differenti condi-zioni di funzionalità sinergicamen-te operanti nell’ecosistema fiume;sembra apparentemente avulsa daquesto coinvolgimento la variabileriferita al territorio circostante (SI-LIGARDI et al., 2003).

I dendrogrammi di associazio-ne tra i gruppi di domande, per le

due sponde (Fig. 5) mettono in evi-denza le principali correlazioni e igruppi di associazione delle doman-de.

La Cluster Analysis sui datidella sponda sinistra mostra chia-ramente come la variabile VEG1(vegetazione riparia) sia decisamen-te staccata dagli altri raggruppa-menti e perciò elemento avulso ri-spetto alla funzionalità. Inoltre siriconoscono due gruppi: 1) RIV-RIT-VEGT-DET e 2) CON-ERO-NAT-IDR.I raggruppamenti confermano lasimilarità dei valori delle variabiliinerenti l’autodepurazione e la fun-zionalità biologica con le condizio-ni di morfodiversità.

La Cluster Analysis sui dati

Tab. I. Analisi delle Componenti Principali: matrice di autovalori

F1 % cum% F2 % cum % F3 % cum %

NAT 17,594 17,594 MBT 16,14 16,14 RIV 22,67 22,67ERO 16,525 34,119 DET 15,45 31,59 IDR 22,21 44,88VEG1 15,397 49,516 VEG 11,69 43,28 RIT 17,51 62,39CON 14,617 64,133 RIT 11,40 54,68 FON 13,37 75,76AMP 13,503 77,635 FON 11,07 65,75 CON 10,76 86,52DET 6,230 83,865 RAS 10,45 76,20 RAS 10,16 96,68RIV 6,212 90,078 TER 7,56 83,76 TER 6,70 103,39TER 5,855 95,933 NAT 6,82 90,58 VEG 4,76 108,15RIT 5,723 101,655 ERO 5,16 95,74 AMP 2,78 110,93MBT 5,422 107,077 VEG1 4,48 100,22 NAT 2,70 113,63VEG 3,117 110,194 RIV 3,78 103,99 DET 2,23 115,86RAS 2,594 112,788 IDR -1,14 102,85 ERO -3,25 112,61IDR -6,104 106,684 AMP -1,41 101,44 MBT -6,09 106,52FON -6,684 100,000 CON -1,44 100,00 VEG1 -6,52 100,00

F% = rapporto percentuale della varianza spiegata dalla variabile e la varianza totale; cum% = percentuale della varianza cumulataspiegata; i valori in grassetto evidenziano almeno il 70 % della varianza. Le sigle delle variabili sono l’abbreviazione degli elementiconsiderati dalle 14 domande dell’IFF.

Fig. 5. Dendrogrammi di associazione tra gruppi di domande, per la sponda sinistra e destra.

Dendrogramma per 13 variabiliLegame completo – Distanze Euclidee

Distanze Legami

Dendrogramma per 14 variabili

Distanze Legami

Legame completo – Distanze EuclideeSx Dx

Xhebraj et al. - Applicazione dell’I.F.F. sul fiume Pescara156

Sessione Poster

della sponda destra mostra i duegruppi: 1) ERO-NAT-CON-IDR e 2)RIT-VEG-DET-MBT-FON-RAS. Essievidenziano la similarità dei valoridelle variabili legate alle caratteri-stiche idromorfologiche e alle ca-ratteristiche biologico-funzionali.

L’esclusione di TER e VEG1dimostra l’esigenza di intervenire perun recupero delle condizioni di fun-zionalità con una gestione più ocu-

lata del territorio circostante e unripristino ove possibile di una fasciaperifluviale adeguata alla funzionefiltro e fornitrice di sostanza organi-ca (FUGANTI et al., 2002).

CONCLUSIONII risultati ottenuti dall’appli-

cazione dell’IFF sul fiume Pescaramettono in evidenza una situazio-ne di alterazione degli equilibri di

funzionalità, attribuibili a pressio-ni antropiche e scaturite da unacattiva gestione del territorio siaper l’utilizzo agrario che per ragio-ni idrauliche e di pianificazioneurbanistica.

È necessario attivare una po-litica di gestione e pianificazioneterritoriale che garantisca una mag-giore funzionalità dell’ecosistemafiume.

Bibliografia

FUGANTI A., SILIGARDI M., MONAUNI C.,POZZI S., 2002. Il fiume Sarca(Trentino): studio della funzionalitàfluviale. In: Baldaccini G.N. eSansoni G., (Eds.), Atti del semi-nario “Nuovi orizzonti dell’ecologia”.Trento, 18-19 aprile 2002. Pro-

vincia Autonoma di Trento, APPATrento, CISBA.





SILIGARDI M., DI VENTURA P., MARTELLA G.,2003. Caratterizzazione ambientale deltorrente Mavone (Teramo). ARTAAbruzzo – APPA TN.

157

Sessione Poster


Prima caratterizzazione ecologica del fiume Trignomediante l’applicazione dell’Indice Biotico Esteso (IBE)e dell’Indice di Funzionalità Fluviale (IFF)Maria Silvia Bucci1, Concetta Tamburro2*, Annamaria Manuppella2, Laurita Martone1

1 ARPA Molise, Dipartimento Provinciale di Campobasso, Via U. Petrella 1

2 ARPA Molise, Dipartimento Provinciale di Isernia Via Berta 1 - Pal. Provincia


RIASSUNTOScopo del lavoro è caratterizzare lo scenario ecologico del fiume Trigno, uno dei corsi d’acqua più importanti della regioneMolise, utilizzando metodiche di valutazione della qualità dell’ambiente acquatico (Indice Biotico Esteso) e della suafunzionalità (Indice di Funzionalità Fluviale). La scelta di tali metodiche nasce dalla forte esigenza di approfondire leconoscenze del territorio molisano, da reimpiegare come strumento progettuale di pianificazione, sviluppo, recupero esalvaguardia dello stesso.I risultati dell’indagine hanno permesso di individuare, lungo il corso del fiume, sette tratti contraddistinti da condizioniambientali e caratteristiche funzionali simili. È emerso un dato di fatto costante: sia la qualità biologica (IBE) che il livellodi funzionalità (IFF) decrescono via via che ci si avvicina alla foce. Complessivamente lo studio ha evidenziato la presenza diforme di degrado che trovano la loro origine in interventi artificiali legati alla destinazione d’uso del suolo. Tale situazionesottolinea la necessità di interventi volti all’inversione del trend negativo, soprattutto per salvaguardare ciò che questoambiente riesce ancora a conservare. Infatti, nonostante il sistema fluviale sia sofferente, si evidenzia ancora una eterogenei-tà ambientale di grande importanza per la conservazione della biodiversità.

PAROLE CHIAVE: funzionalità fluviale / comparti ecosistemici / ambiente acquatico / qualità biologica

First ecological characterization of the River Trigno (Molise, Italy) by means of the IBE and the IFFThe aim of the present work is to characterize the ecological scenery of the river Trigno, one of the most importantwatercourses in Molise region. Methods of surveys of the quality of the water environment and of its functioning have beenused. Such methods have been applied because of the strong urge of deepening the knowledge of the territory of Molise andof using such a wider knowledge as a means of planning, developing, protecting and increasing the value of the territoryitself. The surveys have been carried out by the use of the Extended Biotic Index to evaluate the quality of the waterenvironment on the basis of the composition of the macroinvertebrate community; and the Fluvial Functioning Index inorder to provide a reference complete description of the ecological functioning of the river, considered as a whole of differentinterconnected ecosystems.The use of such methods and the consequent processing of the data have allowed to identify, along the river, seven tractscharacterized by similar enviromental conditions and functioning features. A specific feature appears constant: either thebiological (IBE) and the functional (IFF) indexes decrease as one gets near the mouth. What in general comes out from thepresent work is the deterioration of the environment, originating from artificial intervention or, in any case, from the variousemployments of the soil. This situation makes clear the urge to turn these negative aspects upside down and protect what thisenvironment can still safeguard. Indeed, even if the fluvial system is unhealthy, it can still maintain an environmentalheterogeneity which is of great value for the conservation of the biodiversity.

KEY WORDS: Fluvial Functioning / interconnected ecosystems / water environment / biological quality

INTRODUZIONENell’ambito delle attività pre-

viste nei piani di lavoro dell’ARPAMolise è stato programmato, nel-l’anno 2003, uno studio sperimen-

tale sul fiume Trigno, uno dei corsid’acqua più importanti della regio-

BUCCI et al. - Fiume Trigno: IBE e IFF158

Sessione Poster

ne Molise. Scopo principale di talestudio è stato quello di approfondi-re le conoscenze a livello ecosiste-mico di tale corso d’acqua, cercan-do di ampliare le informazioni, im-portanti ma riduttive, fornite daisoli descrittori chimici e microbio-logici.

Tale esigenza è nata dalla ne-cessità di disporre di nuovi stru-menti di valutazione ambientale dareimpiegare come mezzo progettua-le di pianificazione per salvaguar-dare un territorio che presenta an-cora vaste zone caratterizzate dauna notevole naturalità nonostan-te gli impatti di natura antropicaesistenti.

Sul bacino del Trigno gravita-no 25 comuni con un totale di 34depuratori, di cui alcuni non fun-zionanti; le attività economicheprincipali sono per lo più agricolea livello familiare, zootecniche eindustriali con caseifici, mattatoi,frantoi oleari. Di notevole impattole attività estrattive in alveo e lapresenza di cantieri, in agro diChiauci, per la costruzione di uninvaso le cui acque verranno ado-perate per uso civile, agricolo e in-dustriale dalle regioni Abruzzo,Molise e Puglia.

MATERIALI E METODIIl fiume Trigno ha una lun-

ghezza di circa 89 Km e un bacinoidrografico di 1283 Km2, di cui 347appartenenti all’Abruzzo e 936 alMolise; nasce nell’alto Molise, inagro di Vastogirardi (IS) da un grup-po di sorgenti ai piedi del monteCapraio.

Il suo primo tratto, di circa 35Km, scorre interamente in territo-rio Molisano, successivamente, peraltri 45 Km, ovvero per gran partedel suo tratto potamale, segna ilconfine con l’Abruzzo per poi sfo-ciare in Adriatico nei pressi di Mon-tenero di Bisaccia (CB).

Nella parte iniziale il fiume

ha un corso tranquillo, ma nei pres-si di Chiauci assume un carattereimpetuoso prima di formare unacascata di 60 m di dislivello, traChiauci e Civitanova. Successiva-mente, nonostante diminuisca lavelocità della corrente, il corso d’ac-qua conserva un carattere torrenti-zio fino a quando giunge nell’agrodi Trivento, dove la ridotta penden-za del territorio gli fa assumere unaspetto meandriforme (Fig. 1).

Le indagini sono state effet-tuate utilizzando l’Indice BioticoEsteso (IBE) (GHETTI,1997) comestrumento di valutazione della qua-lità dell’ambiente acquatico attra-verso lo studio delle comunità dimacroinvertebrati, e l’Indice di Fun-zionalità Fluviale (IFF) (SILIGARDI

et al., 2000) per ottenere un quadrodi riferimento sulle capacità eco-funzionali del fiume, inteso comeinsieme di comparti ecosistemici ininterconnessione tra loro.

Per l’applicazione dell’IFF siè ritenuto opportuno effettuare unostudio preliminare del territorio suortofotocarte e carte tematiche. Lecaratteristiche morfologiche del ter-ritorio hanno consentito di percor-rere l’intero corso del fiume.

Per l’elaborazione dei datisono state utilizzate alcune metodi-che statistiche come la correlazio-ne di Pearson e le analisi multiva-riate Cluster Analysis e delle Com-ponenti Principali (PCA), utilizzan-do il pacchetto applicativo STATI-STICA 5.0.

Le analisi sono state applica-te alle seguenti variabili dell’IFF:TER-stato del territorio circostante;VEG-vegetazione; AMP-ampiezza del-la fascia di vegetazione; CON-conti-nuità; IDR-condizioni idriche del-l’alveo; RIV-conformazione delle rive;RIT-ritenzione; ERO-erosione; NAT-sezione trasversale; RAS-raschi, poz-zi e meandri; VEA-vegetazione inalveo; DET-detrito; MBT-comunitàmacrobentonica.

RISULTATI E DISCUSSIONEL’applicazione di tali metodi

e la successiva elaborazione dei datihanno permesso di individuare, lun-go il corso del fiume, sette tratticontraddistinti da condizioni am-bientali e caratteristiche funziona-li simili (Fig. 2, 3 e 4).

Un primo lungo tratto, chevede interessata la zona alta delfiume da Vastogirardi fino a Civita-nova del Sannio, presenta un am-biente abbastanza integro in cuil’alveo, ben diversificato, tipico deitratti montani, è caratterizzato dauna comunità macrobentonica benstrutturata con prevalenza di unitàsistematiche sensibili all’inquina-mento. Tali elementi insieme aduna fascia riparia continua, preva-lentemente arborea, ed alla natura-lità dell’ambiente circostante, ga-rantiscono un elevato livello di fun-zionalità.

Un secondo tratto, in prossi-mità degli agglomerati di Chiauci

Fig. 2. Dalla sorgente alla foce del fiu-me Trigno: andamento dei valori IFFrelativi alle 2 sponde e dei valori IBE.

Fig. 1. Il Trigno nel tratto terminale.

BUCCI et al. - Fiume Trigno: IBE e IFF 159

Sessione Poster

e Civitanova del Sannio, vede ilridursi della funzionalità fluviale–per la presenza di cantieri dovutialla costruzione di un invaso aduso prevalentemente irriguo– ac-compagnato da un peggioramentodella qualità biologica, che man-tiene comunque una comunità suf-ficientemente strutturata.

Quest’ultimo aspetto si man-tiene costante nel tratto successivodove, invece, la funzionalità tornaad essere elevata. Il fiume, infatti,presenta in tale tratto un alto gra-do di integrità, con alveo ben diver-sificato e stabile e fasce perifluvialiben consolidate e continue a cui sicontrappone l’impatto dovuto alsottodimensionamento del depura-tore di Civitanova del Sannio.

In un quarto tratto, dal biviodi Bagnoli del Trigno a Trivento, ilfiume viene penalizzato dalla pre-senza di pressioni antropiche divaria natura: opere di artificializ-zazione delle sponde, attività indu-striali e agricoltura. In questa zonala condizione qualitativa del corpoidrico si presenta alterata, con unacomunità macrobentonica scarsa epoco strutturata, ed anche la fun-zionalità degrada ad un livello me-diocre.

Il quinto tratto presenta unamorfologia leggermente anastomiz-

zata, con ampio alveo e assenza diuna fascia riparia strutturata; tut-tavia la buona diversificazione delfondo consente la presenza di unadiscreta comunità bentonica. Talesituazione si riscontra anche neltratto successivo dove è importantesegnalare (in agro di Roccavivara)la presenza di un impianto di cap-tazione che, soprattutto nei periodiestivi, compromette ancor più lacapacità funzionale del corso d’ac-qua mettendo a rischio anche ilDeflusso Minimo Vitale (DMV ).

L’ultimo tratto è caratterizza-to da una funzionalità prevalente-mente scadente, a causa di attivitàagricole intensive e di numerosi in-terventi di artificializzazione riguar-danti soprattutto la sponda sini-stra. Il diverso regime idraulico pro-duce situazioni di qualità diversifi-cate, con un miglioramento dellaclasse IBE in regime di morbida.

Dalle osservazioni suddetteemerge un dato di fatto costante:sia la qualità biologica (IBE) che lafunzionalità (IFF) decrescono viavia che ci si avvicina alla foce (Fig.2). L’analisi statistica mostra unabuona correlazione tra i valori IFFdelle due sponde con una r = 0,87significativa per p<0,05.

Le correlazioni tra i valori IFFe IBE sono invece leggermente infe-

riori, con r = 0,70 in sponda destrae r = 0,64 in sponda sinistra. Tutta-via tali risultati sono sufficienti perdimostrare che l’andamento quali-tativo decrescente è comune e taleevidenza permette di mettere in re-lazione l’IFF con l’IBE soprattuttoper quelle variabili che riguardanodirettamente il biota, come il Detri-to, la Ritenzione, la Naturalità, laVegetazione in alveo, ecc.

Applicando un’analisi statisti-ca multivariata di associazione trale variabili dell’IFF, si nota cometra le due sponde esista un assorti-mento delle similitudini con rag-gruppamenti che prevedono le stes-se variabili (Fig. 5 e 6).

In sintesi le due sponde pre-sentano tre raggruppamenti:– il primo formato dalle variabili

TER, IDR, FON, RAS le qualinon sembrano contenere pro-prietà correlabili e quindi la loroassociazione per similarità èdovuta ai casuali assortimentidei risultati;

– il secondo gruppo –formato daAMP, CON, RIV e ERO– mostrainvece che le condizioni eviden-ziate sono regolari nelle lorodifferenze lungo tutto il fiume edeterminano una caratteristicalegata alla zona perifluviale. Aquesto gruppo ci si aspettava

Fig. 4. F. Trigno: classi di qualità (IBE).Fig. 3. F. Trigno: livelli di Funzionalità (IFF).

I

II

III

I-II

III

BUCCI et al. - Fiume Trigno: IBE e IFF160

Sessione Poster

dovesse appartenere anche lavariabile VEG che, invece, com-pone un gruppo a sé stante; ciòè probabilmente imputabile allaforte variabilità da tratto a trat-to della composizione della ve-getazione perifluviale;

– il terzo gruppo è formato dallerimanenti variabili, cioè RIT,NAT, VEA, DET, MBT. Esse in-dirizzano l’attenzione sul biotain alveo guidando la correlazio-ne tra IFF e IBE. Questo spiegail modesto valore di correlazio-ne sopracitato dovuto, appunto,al concorso di poche variabili esoprattutto al fatto che alcunevariabili non presentano unasimilitudine spiegabile.

CONCLUSIONII campionamenti IBE lungo

il corso d’acqua hanno reso possi-bile ricostruire la struttura dellecomunità macrobentoniche del fiu-me Trigno acquisendo specifiche

informazioni del comparto alveobagnato; l’applicazione dell’IFF, in-dice di natura olistica e sintetica,ha permesso di valutare come lecaratteristiche morfologiche strut-turali e biotiche possono influiresugli ecosistemi fluviali condizio-nando la loro vulnerabilità nei con-fronti dell’attività umana.

Complessivamente ciò che ri-sulta da questo studio è la presenzadi forme di degrado che trovano laloro origine in interventi artificialio comunque legati alla destinazio-ne d’uso del suolo. Tale situazioneevidenzia la necessità di interventivolti all’inversione del trend nega-tivo soprattutto per salvaguardareciò che questo ambiente riesce an-cora a conservare. Infatti, nono-stante il sistema fluviale sia soffe-rente, riesce ancora a mantenereuna eterogeneità ambientale digrande importanza per la conserva-zione della biodiversità: a tal pro-posito ricordiamo che quest’am-

biente acquatico segna il limite set-tentrionale della distribuzione diAlburus albidus (endemismo italia-no).

Lo studio ha portato anche adelle considerazioni sulle metodo-logie applicate. La scelta di utiliz-zare l’IBE e l’IFF sul fiume Trignoha consentito di porre in evidenzacome gli indici biologici e fisiono-mici costituiscano strumenti indi-spensabili per una politica ambien-tale e come forte sia la necessità diintegrare queste metodologie peruna indagine completa ed appro-fondita del territorio.

Inoltre l’Indice di Funziona-lità Fluviale (IFF) appare partico-larmente adatto come strumento dautilizzarsi nei processi progettualidi gestione e pianificazione territo-riale e fluviale rispecchiando ap-pieno alcune importantissime di-sposizioni riportate nella direttiva2000/60/UE riguardo la tutela de-gli ecosistemi acquatici e terrestri.

Fig. 5. Dendrogramma di similitudine per le variabilidella sponda destra.

Fig. 6. Dendrogramma di similitudine per le variabiliIFF della IFF sponda sinistra

Bibliografia

APPA.SILIGARDI M., BERNABEI S., CAPPELLETTI C.,

CHIERICI E., CIUTTI F., EGGADI F.,FRANCESCHINI A., MAIOLINI B., MANCINI




GHETTI P.F., 1997. Manuale di appli-cazione. Indice Biotico Esteso (I.B.E.).I macroinvertebrati nel controllo dellaqualità degli ambienti di acque correnti.Ed. Provincia Autonoma di Trento,

161

Sessione Poster


L’utilizzo di subindici derivati dall’IFF per lacaratterizzazione ed il monitoraggio degli ambienti fluviali

Gian Luigi Rossi1*, Maria Rita Minciardi1, Rossana Azzollini2, Stefania Poma3

1 ENEA – Sezione Biologia Ambientale e Conservazione della Natura – Centro Ricerche Saluggia, strada per Crescentino – 13040 Saluggia (VC)

2 Provincia di Torino – Servizio Pianificazione Risorse Idriche, via Valeggio 5 – 10128 Torino

3 Ente di Gestione del Sistema delle Aree protette della Fascia fluviale del Po – tratto vercellese/alessandrino e del Torrente Orba, piazza Giovanni XXIII6 – 15048 Valenza (AL)


RiassuntoI rilievi effettuati per l’appplicazione dell’Indice di Funzionalità Fluviale IFF consentono, tra l’altro, di disporre diinformazioni di dettaglio tematico che possono essere utilmente elaborate in maniera complementare all’indice complessi-vo. Sono stati definiti due subindici, relativi rispettivamente alla funzionalità della vegetazione perifluviale ed allafunzionalità morfologica. Tali subindici derivano dall’aggregazione ed elaborazione dei risultati scaturiti da gruppitematici di domande ed a ciascuno di essi è associata una scala di valutazione a cinque livelli.L’uso dei due subindici permette di valutare il contributo fornito, da parte di ciascuna delle due componenti esaminate, allafunzionalità globale del corso d’acqua.

PAROLE CHIAVE: Indice di Funzionalità Fluviale / Vegetazione riparia / Morfologia fluviale

Use of IFF derived sub-indexes to characterize and monitor river environmentThe survey carried out to apply the River Functionality Index (IFF) allow to make use of detailed information, which may beuseful for further additional processing.To this end, two sub-indexes have been formalized: as regards the functionality of riparian vegetation and morfologicalfunctionality. These sub-indexes are obtained through the aggregation and the elaboration of results carried out fromthematic groups of questions. Each index is associated to an assessment scale in five levels.These two subindexes allow to evaluate the contribution provided, from each of the two examined components, to the riverfunctionality.

KEY WORDS: River Functionality Index / Riparian vegetation / River morfology

INTRODUZIONEL’elaborazione dell’Indice di

Funzionalità Fluviale (SILIGARDI etal., 2000), ha reso disponibile inItalia un metodo per la valutazio-ne ambientale degli ecosistemi flu-viali che, pur prendendo in consi-derazione un aspetto specifico tra idiversi che possono contribuire adescrivere la qualità di un sistemaecologico (la funzionalità), costitui-

sce uno strumento di grande effica-cia e di relativa semplicità di appli-cazione per la caratterizzazione edil monitoraggio del territorio. Larapida diffusione che tale metodoha avuto nel corso del poco tempotrascorso dalla sua formalizzazio-ne dimostra quanto sia rilevante lanecessità di disporre di metodichestandardizzate, confrontabili e ri-

producibili per la valutazione glo-bale dell’ambiente, anche nel cam-po dell’idrobiologia, che è stato co-munque il primo, storicamente, adutilizzare metodi sintetici di bioin-dicazione.

L’IFF prevede, nella sua ap-plicazione, il rilievo, lungo tutto ilcorso d’acqua esaminato, di unaserie di caratteristiche relative alle

ROSSI et al. - Subindici dell’IFF162

Sessione Poster

componenti biotiche ed abiotiche,con particolare riferimento alla fa-scia di vegetazione perifluviale, allecomunità animali e vegetali in al-veo, alle caratteristiche morfologi-che trasversali e longitudinali del-l’alveo stesso. Ciascuna di tali ca-ratteristiche contribuisce, attraver-so le modalità di calcolo dell’Indi-ce, alla determinazione della fun-zionalità globale del singolo trattorilevato.

È evidente, però, che per ri-spondere a ciascuna singola doman-da, il rilevatore raccoglie una quan-tità di dati che costituiscono unpatrimonio informativo che puòessere utilizzato con modalità talida integrare le risultanze dell’ap-plicazione del metodo secondo leprocedure stabilite.

A questo scopo, sono stati ela-borati due subindici specifici, rela-tivi rispettivamente alla funzionali-tà della fascia perifluviale ed allafunzionalità morfologica del corsod’acqua, il cui calcolo può essereeffettuato semplicemente attraver-so l’estrazione di alcune domandedella scheda IFF compilata in cam-po.

MATERIALI E METODI

Subindice “Funzionalitàdella vegetazione perifluviale”

La valutazione della funzio-nalità della vegetazione perifluvia-le è effettuata calcolando la som-ma delle risposte alle domande 2 o2bis (vegetazione presente nella fa-scia perifluviale primaria o secon-daria), 3 (ampiezza della fascia divegetazione perifluviale arborea edarbustiva) e 4 (continuità della fa-scia di vegetazione perifluviale ar-borea ed arbustiva) della schedaIFF.

I valori dell’indice di funzio-nalità della vegetazione perifluvia-le variano quindi tra 3 (fascia divegetazione erbacea rada o vegeta-

Tab. I. Casistiche riferibili al subindice “funzionalità della vegetazione periflu-viale”.

Funzionalità elevataArborea riparia in primaria continua > 30 m 70Arborea riparia in primaria continua 5-30 m 65Arbustiva riparia in primaria continua > 30 m 65Arborea riparia in primaria discontinua > 30 m 60Arborea riparia in secondaria continua > 30 m 60Arbustiva riparia in primaria continua 5-30 m 60

Funzionalità buonaArborea riparia in primaria continua 1-5 m 55Arborea riparia in primaria discontinua 5-30 m 55Arborea riparia in primaria interruzioni freq > 30 m 55Arborea riparia in secondaria continua 5-30 m 55Arbustiva riparia in primaria discontinua > 30 m 55Arbustiva riparia in secondaria continua > 30 m 55

Funzionalità mediocreArborea non riparia in primaria continua > 30 m 50Arborea riparia in primaria interruzioni freq 5-30 m 50Arborea riparia in secondaria discontinua > 30 m 50Arbustiva riparia in primaria continua 1-5 m 50Arbustiva riparia in primaria discontinua 5-30 m 50Arbustiva riparia in primaria interruzioni freq > 30 m 50Arbustiva riparia in secondaria continua 5-30 m 50Arborea non riparia in primaria continua 5-30 m 45Arborea non riparia in secondaria continua > 30 m 45Arborea riparia in primaria discontinua 1-5 m 45Arborea riparia in secondaria continua 1-5 m 45Arborea riparia in secondaria discontinua 5-30 m 45Arborea riparia in secondaria interruzioni freq > 30 m 45Arbustiva riparia in primaria interruzioni freq 5-30 m 45Arbustiva riparia in secondaria discontinua > 30 m 45

Funzionalità scadenteArbustiva non riparia continua > 30 m 41Arborea non riparia in primaria discontinua > 30 m 40Arborea non riparia in secondaria continua 5-30 m 40Arborea riparia in primaria interruzioni freq 1-5 m 40Arborea riparia in secondaria interruzioni freq 5-30 m 40Arbustiva riparia in primaria discontinua 1-5 m 40Arbustiva riparia in secondaria continua 1-5 m 40Arbustiva riparia in secondaria discontinua 5-30 m 40Arbustiva riparia in secondaria interruzioni freq > 30 m 40Arbustiva non riparia continua 5-30 m 36Arborea non riparia in primaria continua 1-5 m 35Arborea non riparia in primaria discontinua 5-30 m 35Arborea non riparia in primaria interruzioni freq > 30 m 35Arborea non riparia in secondaria discontinua > 30 m 35Arborea riparia in secondaria discontinua 1-5 m 35Arbustiva riparia in primaria interruzioni freq 1-5 m 35Arbustiva riparia in secondaria interruzioni freq 5-30 m 35

Funzionalità pessimaArbustiva non riparia con interruzioni > 30 m 31Arborea non riparia in primaria interruzioni freq 5-30 m 30Arborea non riparia in secondaria continua 1-5 m 30Arborea non riparia in secondaria discontinua 5-30 m 30Arborea non riparia in secondaria interruzioni freq > 30 m 30

(segue)

ROSSI et al. - Subindici dell’IFF 163

Sessione Poster

lità, definiti dividendo l’intervallototale in cinque parti uguali (Tab.III).

In questo caso, la valutazionedella funzionalità morfologica nonesprime in alcun modo un concet-to di naturalità, in quanto già nel-l’elaborazione del metodo IFF sonostate riunite nella stessa risposta(in quanto presentano condizionidi funzionalità equivalente) situa-zioni a naturalità estremamentediversa.

Ad esempio, nella valutazio-ne relativa all’erosione, viene attri-buito lo stesso punteggio a situazio-ni di erosione naturale molto evi-dente con rive scavate o franate(come è frequente in ambiti calan-chivi) ed a situazioni di artificializ-zazione totale delle rive.

RISULTATI E DISCUSSIONEI subindici proposti sono stati

utilizzati nell’ambito di studi rela-tivi a corsi d’acqua molto diversifi-cati, da ambienti ritrali alpini, mon-tani e pedemontani (MINCIARDI etal., 2003a), a situazioni potamali digrandi fiumi di pianura (MINCIARDI

et al., 2003b), ed hanno fornito in-formazioni a minore livello di ag-

Arborea riparia in secondaria interruzioni freq 1-5 m 30Arbustiva riparia in secondaria discontinua 1-5 m 30Arbustiva non riparia con interruzioni 5-30 m 26Arbustiva non riparia continua 1-5 m 26Arbustiva non riparia interruzioni freq > 30 m 26Arborea non riparia in primaria discontinua 1-5 m 25Arborea non riparia in secondaria interruzioni freq 5-30 m 25Arbustiva riparia in secondaria interruzioni freq 1-5 m 25Arbustiva non riparia interruzioni freq 5-30 m 21Arborea non riparia in primaria interruzioni freq 1-5 m 20Arborea non riparia in secondaria discontinua 1-5 m 20Arbustiva non riparia discontinua 1-5 m 16Arborea non riparia in secondaria interruzioni freq 1-5 m 15Arbustiva non riparia interruzioni freq 1-5 m 11Arborea ed arbustiva assente, presenza di erbacea continua 7Arborea ed arbustiva ass., pres. di erbacea rada o suolo nudo 3

(segue Tab. I)

zione assente) e 70 (presenza diformazioni arboree riparie senzainterruzioni, di ampiezza maggioredi 30 metri). Per definire delle clas-si di funzionalità della vegetazioneperifluviale, si è proceduto quindia verificare tutte le possibili combi-nazioni tra tipologia di vegetazio-ne, ampiezza e continuità (Tab. I),giungendo a strutturare una suddi-visione in intervalli/livelli non omo-genei dal punto di vista numerico,ma coerenti dal punto di vista eco-logico (Tab. II).

Nel caso della fascia di vege-tazione perifluviale, la funzionali-tà frequentemente coincide con lanaturalità. Infatti, la funzionalitàstessa decresce nel passare da situa-zioni a maggiore naturalità versocondizioni di alterazione sempremaggiore.

Eccezioni a questa stretta cor-relazione sono rappresentate daitratti torrentizi in quota, oltre illimite della vegetazione arborea,dove le condizioni estreme e la fra-gilità dell’ecosistema determinanouna funzionalità fisiologicamentelimitata ed in corrispondenza dialvei profondamente incisi laddovela limitata presenza di formazioniarboree riparie è da correlare allalimitata estensione dell’ambito diinfluenza del corso d’acqua.

Subindice“Funzionalità morfologica”

La funzionalità morfologicadell’alveo è valutata attraverso lasomma dei punteggi relativi alledomande 6 (Conformazione dellerive), 8 (Erosione), 9 (Sezione tra-sversale) e 11 (Raschi, pozze o me-andri) della scheda I.F.F.

I valori dell’indice di funzio-nalità morfologica si collocano inun intervallo complessivo compre-so tra 4 e 85. Il giudizio viene espres-so attraverso una scala di 5 livelliin ordine decrescente di funziona-

Tab. II. Classificazione della funzionalità della vegetazione perifluviale.

Giudizio RappresentazioneValori Livello di funzionalità grafica colorimetrica

70 ≤ x ≤ 56 Elevata Blux = 55 Buona Verde

54 ≤ x ≤ 45 Mediocre Giallo44 ≤ x ≤ 35 Scadente Arancio34 ≤ x ≤ 3 Pessima Rosso

Tab. III. Classificazione della funzionalità morfologica.

Giudizio RappresentazioneValori Livello di funzionalità grafica colorimetrica

85 ≤ x ≤ 69 Elevata Blu68 ≤ x ≤ 53 Buona Verde52 ≤ x ≤ 36 Mediocre Giallo35 ≤ x ≤ 20 Scadente Arancio19 ≤ x ≤ 4 Pessima Rosso

ROSSI et al. - Subindici dell’IFF164

Sessione Poster

gregazione rispetto a quanto desu-mibile dai risultati dell’applicazio-ne dell’IFF nel suo complesso.

Infatti, è stato possibile discri-minare, ad esempio, nei casi in cuila Funzionalità Fluviale si presen-ta compromessa, quanto tale alte-razione derivi dalla funzionalitàdella vegetazione riparia (o, più ge-nericamente, perifluviale) piuttostoche dalla funzionalità morfologicadell’alveo.

In questo modo è possibileindividuare gli ambiti di migliora-mento da perseguire prioritaria-mente, fornendo indicazioni gestio-

nali mirate (e documentabili ogget-tivamente) al soggetto preposto allagestione territoriale (Pubblica Am-ministrazione, Autorità di Bacino,Ente di Gestione di Area Protetta,Consorzio di Bonifica).

Inoltre, la configurazione discenari post-operam rispetto a spe-cifici interventi o progetti, può per-mettere di valutare con maggioredettaglio le conseguenze degli in-terventi stessi, sia si tratti di proget-ti di ripristino e recupero ambien-tale, sia ci si trovi nella necessità diesprimere giudizi di compatibilitàambientale (Valutazioni di impatto

ambientale, Valutazioni ambienta-li strategiche, Valutazioni di inci-denza).

CONCLUSIONILa proposta di utilizzare in

forma disaggregata, o diversamenteaggregata, i dati rilevati nel corsodell’applicazione dell’IFF, va nelladirezione di separare il momentodel rilevamento da quello della va-lutazione, nell’ottica di proporrel’istituzione di sistemi di inventa-rio dei dati ambientali, sulla basedei quali procedere all’utilizzo dimetodiche di valutazione.

Bibliografia

MINCIARDI M.R., ROSSI G.L., AZZOLLINI R.,BETTA G., 2003a. Linee Guida per ilbiomonitoraggio di corsi d’acqua inambiente alpino. Provincia di Torino,64 pp.

MINCIARDI M.R., POMA S., ROSSI G.L.,2003b. L’applicazione dell’Indice di

Funzionalità Fluviale lungo il trattovercellese alessandrino del fiume Po.Rapporto tecnico ENEA. Progetto“Applicazione pilota dei Sistemi diGestione ambientale nella Areenaturali protette”, 8 pp.

SILIGARDI M., BERNABEI S., CAPPELLETTI C.,

CHIERICI M., CIUTTI F., EGADDI F.,FRANCESCHINI A., MAIOLINI B., MANCINI


G.L., SANSONI G., SPAGGIARI R., ZANETTI

M., 2000. Indice di FunzionalitàFluviale I.F.F..Manuale di appli-cazione. ANPA, 222 pp.

165

Sessione Poster


Analisi multivariata dei dati di monitoraggioannuale del lago di transizione Miseno

Fabrizia Giovinazzi1*,Claudia D’Avino1, Giovanni La Magna1, Pietro Mainolfi 2

1 ARPAC, Dipartimento tecnico del Dipartimento Provinciale di Napoli, Via Don Bosco 4/F – 80132 Napoli.

2 ARPAC, Dipartimento tecnico del Dipartimento Provinciale di Benevento.


RiassuntoIl lago Miseno (NA) è un lago salmastro, poiché ha scambi con il mare attraverso due foci, di cui una non funzionante perinsabbiamento. Per questa sua natura è soggetto al controllo periodico secondo il Decreto Legislativo 152 del 1999, comeacque di transizione. Una analisi ambientale del lago è stata effettuata tenendo conto dei parametri di base utilizzati per laclassificazione delle acque marino costiere: Temperatura, pH, Salinità, Ortofosfati e Fosforo totale, Azoto Nitroso, Nitrico,Ammoniacale e totale, clorofilla “a”, Ossigeno disciolto, Enterococchi nelle acque e Carbonio Organico totale nel sedimen-to. I parametri sono stati misurati con cadenza stagionale su campioni prelevati in sei stazioni lungo le rive del lago e in unaal centro. Per stabilire lo Stato Ambientale del Miseno è stata fondamentale l’integrazione dei dati relativi al sedimento conquelli relativi alle acque. Durante il campionamento, infatti, non si sono mai riscontrati valori di ossigeno tali da farconsiderare il Miseno anossico ma, d’altro canto, si sono misurati valori elevati di tutti i nutrienti e, in alcuni casi, deiparametri microbiologici. Lo stato trofico del bacino, esaminato nell’arco di 12 mesi, è stato valutato quindi tramite analisimultivariata utilizzando il software Statistica 6.0.

PAROLE CHIAVE: acque di transizione / monitoraggio / analisi multivariata / lago Miseno

Multivariate analysis to define the ecological quality of Miseno lakeMiseno (NA) is a transitional lake. That’s why it is monitored for the parameters that D. Lgs. 152/99 consider fortransitional waters. We analyzed: Temperature, pH, salinity, orthophosphate, total phosphorus, nitrate, nitrite, ammoniaand total nitrogen, clorophylle a, dissolved oxigen, Enterococcus in water and total organic Carbon in sediments. Weanalyzed, seasonally, champions taked in six stations around the lake and in one in their center. We integrated the resultsof the sediment’s analysis with them of the waters. The lake was never anoxic, but nutrients and microbiological analysissuperate in many cases the limits of law. The trophic Miseno’s state was evaluated by multivariate analysis using Statistica6.0 software.

KEY WORDS: transitional waters / monitoring / multivariate analysis / Miseno lake

INTRODUZIONEIl lago Miseno (NA) è situato

in una zona di grande interesseculturale e paesaggistico: i CampiFlegrei. È un lago salmastro, poi-ché ha scambi con il mare attraver-so due foci, di cui una non funzio-nante per insabbiamento. Per que-sta sua natura è soggetto al control-lo periodico secondo il Decreto Le-

gislativo 152 del 1999, come acquedi transizione.

MATERIALI E METODIUn monitoraggio ambientale

del lago è stato effettuato tenendoconto dei parametri di base utiliz-zati per la classificazione delle ac-que marino costiere: Temperatura,

pH, Salinità, Ortofosfati e Fosforototale, Azoto Nitroso, Nitrico, Am-moniacale e totale, clorofilla “a”,Ossigeno disciolto, Enterococchi eindici microbiologici di fecalizza-zione nelle acque e Carbonio Orga-nico totale nel sedimento. I para-metri sono stati misurati con ca-denza stagionale su campioni pre-

GIOVINAZZI et al. - Analisi multivariata del lago di transizione Miseno166

Sessione Poster

levati in sei stazioni lungo le rivedel lago e in una al centro (Fig. 1):– stazione 1: lato Nord del lago

nei pressi della zona urbanizza-ta;

– stazione 2: nei pressi dell’areamercatale di Bacoli;

– stazione 3: foce aperta di Case-vecchie, unico scambio con ilmare;

– stazione 4: foce chiusa di Mili-scola, attualmente soggetta a la-vori di ripristino;

– stazione 5: nel punto più a Nord-Nord Ovest;

– stazione 6: nel punto più a Sud-Sud Ovest;

– stazione 7: centro lago;– stazione 8: punto di controllo di

immissione delle acque marineprovenienti dal canale di Proci-da.

Lo stato trofico del bacino,esaminato nell’arco di 12 mesi, èstato valutato quindi tramite anali-si multivariata. Per consentire unapiù facile interpretazione dei risul-tati raccolti, i dati della campagnadi monitoraggio sono stati sottopo-sti ad analisi fattoriale che ha inol-tre consentito il conseguimento deiseguenti risultati:1- riduzione del numero di para-

metri usato per stabilire la qua-lità ambientale del lago e indi-viduazione di un gruppo di pa-rametri da utilizzare eventual-mente in altre campagne di mo-nitoraggio;

2- individuazione degli indici glo-bali di inquinamento;

3- esecuzione dell’analisi tempora-le dei dati.

Per effettuare questo studio è

Fig. 1. Stazioni di campionamento.

1

2

3

4

5

6

7

8

Tab. I. Test eseguiti per la validazione dell’analisi fattoriale.

KMO and Bartlett’s Test

Kaiser-Meyer-Olkin Measure of Sampling Adequacy 0,575Approx. Chi-Square 834,370

Degree of freedom 136Bartlett’s Test of Sphericity Significativity 0,000

stato utilizzato il software Statisti-ca 6.0 (SALIN, 1992).

Le fasi principali del procedi-mento analitico utilizzato sono de-scritte di seguito.

Costruzione dellamatrice di correlazione

La matrice –che mostra la re-lazione esistente tra le variabili– èstata costruita mettendo sulle co-lonne i parametri analizzati (chi-mici e microbiologici in funzionedel tempo) e sulle righe le stazionidi campionamento (RASPA et al.,1993). Successivamente sono staticalcolati i coefficienti di correlazio-ne, che indicano l’intensità e ladirezione della relazione tra le va-

riabili. Tali coefficienti sono statiraccolti in una nuova matrice, det-ta delle Somiglianze.

La matrice di somiglianza èstata analizzata tramite l’analisidelle componenti principali (PCA).Con questo metodo sono stati estrat-ti dei fattori o autovalori, basando-si sulla combinazione lineare tra levariabili.

Validazione del TestPoiché il modello dell’analisi

fattoriale non è sempre applicabile,per verificare la validità dello stu-dio, sono stati eseguiti i seguentitest (Tab. I):1 - Bartlett’s Test of Sphericity, at-

traverso il quale è possibile veri-ficare se la matrice di correla-zione è una matrice di identità.In una matrice di questo tipo levariabili sono indipendenti, percui non è possibile applicarel’analisi fattoriale (GRIMALDI,1998);

2 - test di Kaiser-Meyer-Olkin in cui,

GIOVINAZZI et al. - Analisi multivariata del lago di transizione Miseno 167

Sessione Poster

se l’indice è maggiore di 0,5, ilmodello fattoriale è adeguato aspiegare la correlazione tra levariabili di partenza;

3 - test del Chi-quadro che serve perverificare la relazione tra le va-riabili, partendo dall’ipotesi nul-la che le variabili siano indi-pendenti.

Normalizzazione dei datied estrazione dei fattori iniziali

L’estrazione dei fattori è stataottenuta mediante l’Analisi delle

Componenti Principali (SPSS,1992). Con questo metodo è statodeterminato un certo numero difattori basandosi sulla combinazio-ne lineare tra le variabili. Infatti laprima componente principale, Fat-tore 1, raccoglie la maggior quotadi varianza, la seconda componen-te, non essendo correlata alla pri-ma, raccoglie una seconda quotadi varianza e così via (SALIN, 1992).

Rotazione Varimax con estrazione deiFattori terminali (Factor Loadings)

I Factor Loadings, o pesi fat-toriali, servono a definire il peso diogni Fattore riferito alla singolavariabile.

La matrice dei Fattori inizialiindica quanto ogni variabile siacorrelata con le componenti princi-pali. A volte però, questa matrice èdi difficile interpretazione per cuisi applica la rotazione Varimax chepermette una migliore distribuzio-ne delle variabili tra i Fattori inmodo da rendere la tabella più leg-gibile (SALIN, 1992).

Tab. II. Matrice di correlazione tra i parametri. Le migliori correlazioni sono evidenziate in grigio.


Sessione Poster

RISULTATIDalla matrice è possibile ve-

dere che esistono correlazioni ab-bastanza significative tra alcunevariabili (Tab. II).

Un altro indicatore della for-za di relazione tra le variabili è laCommunality che mostra quantoogni singola variabile è correlatanon solo con un’altra bensì contutte le altre (Tab. III).

Analisi delle componenti principaliCome si vede dalla tabella IV

i tre fattori estratti giustificano com-plessivamente il 62% della varian-za totale. È possibile, quindi, attri-buire a ciascuna stazione una ter-na di coordinate che permettonouna rappresentazione spaziale dei

dati facilitandone l’interpretazione.Per una migliore interpretazione èstata applicata la rotazione Vari-max, che permette una migliore di-stribuzione delle variabili tra i fat-tori.

Nel caso in esame, i fattoriottenuti sono i seguenti ( Tab. V):– il Fattore 1 (27% della varianza

spiegata) mette in correlazionegli indici microbiologici (Coli-formi totali, Coliformi Fecali,Escherichia coli, Streptococchi);con i nutrienti, quali i nitrati el’ammoniaca, e con la conduci-bilità (correlazione inversa). Aquesto fattore, quindi, viene at-tribuita la capacità di fungereda indicatore di inquinamentodato che i parametri che lo ca-ratterizzano sono tutti tipici discarichi urbani. D’altro canto,

la correlazione inversa con laconducibilità sembra conferma-re una diluizione apportata dal-l’immissione di reflui di diversasalinità;

– il Fattore 2 (19% della varianzaspiegata) mette in correlazionetra loro i cloruri, la salinità, iltempo o stagionalità, la tempe-ratura dell’acqua, l’azoto totalee l’ossigeno disciolto (quest’ulti-mo in modo inverso). Questofattore, in relazione ai parame-tri correlati, sembra essere espres-sione delle componenti fisichedelle acque in studio. Di parti-colare rilievo è la correlazioneinversa dell’ossigeno, per il qua-le le concentrazioni rilevate ap-paiono dipendere dalla salinitàpiuttosto che dalla degradazio-ne della sostanza organica im-

Tab. V. Matrice dei componenti ruota-ta. Metodo di estrazione: analisi dellecomponenti principali. Metodo di ro-tazione Varimax.

Matrice dei componenti ruotata

B Fattore1 2 3

Coli tot 0,926N-NH3 0,890Strepto 0,857Coli Fec 0,823E.coli 0,715NO3-N 0,652N tot 0,461 0,564Conducib. -0,555 0,502Cloruri 0,862SALINITÀ 0,862T° acqua 0,686 0,633DATA 0,572 0,783NO2-N 0,395NO3-N -0,409O2 -0,576Chl a 0,483P tot -0,368PO4-P -0,556PH -0,812

Tab. III. Communality.

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18

0,944 0,886 0,515 0,707 0,863 0,863 0,562 0,157 0,599 0,627 0,802 0,137 0,394 0,281 0,858 0,727 0,563 0,746

Tab. IV. Pesi dei fattori ruotati.

A Pesi dei fattori ruotatiTotale % di varianza % cumulata

Fattore 1 4,852223 26,95679548 26,9567955Fattore 2 3,41529 18,97383296 45,9306284Fattore 3 2,962812 16,46006702 62,3906955

Fig. 2. Variazione dei fattori nel tempo.

GIOVINAZZI et al. - Analisi multivariata del lago di transizione Miseno 169

Sessione Poster

messa attraverso i reflui;– il Fattore 3 (16,5% della varian-

za spiegata) mette in correlazio-ne tra loro la stagionalità, latemperatura dell’acqua, la con-ducibilità e la clorofilla a, men-tre è inversamente correlato conil pH e gli ortofosfati. Il fattore3 potrebbe rappresentare lo sta-to trofico del lago.

Dal grafico, che indica la va-riazione dei fattori all’interno deimesi (Fig. 2), si può osservare comesia il fattore 2 che quello 3 aumen-tino con l’avanzare delle stagioniestive, cioè verso destra; mentre ilfattore1 abbia un andamento nonomogeneo, in quanto è regolatodalle immissioni esterne.

CONCLUSIONIPer stabilire lo Stato Ambien-

tale del Miseno è stata fondamenta-le l’integrazione dei dati relativi alsedimento con quelli relativi alleacque. Durante il campionamento,infatti, non si sono mai riscontrativalori di ossigeno tali da far consi-derare il Miseno anossico, ma d’al-tro canto si sono misurati valorielevati di tutti i nutrienti e in alcu-

ni casi dei parametri microbiologi-ci.

Grazie all’analisi multivaria-ta è possibile ipotizzare che lo statodel lago sia sufficiente.

Da un’analisi dettagliata deisingoli Fattori (Fig. 3-10) si notache:– fattore 1. La stazione maggior-

mente influenzata da tale fatto-re è la stazione 1 dove si riscon-tra il massimo livello di inqui-namento nel mese di Aprile.Nella stazione 4 si ha un incre-mento di tale fattore nel mese didicembre. La stazione 3 rispon-de bene all’influenza del fattore1 poiché è quella più vicinaalla foce e non risulta disturba-ta né in condizione di mareaentrante né in quella di mareauscente;

– fattore 2. Tale fattore influenzaomogeneamente tutto il lago as-sumendo il suo valore più bassonella stazione 7 durante il mesedi dicembre e il suo valore mas-simo nel mese di luglio nellastazione 4;

– fattore 3. Indica lo stato troficogenerale del lago, e subisce unandamento stagionale. È moltoinfluenzato dai processi degra-dativi e da quelli di mineraliz-zazione, determinati dalla pre-senza di variabili quali il pH egli ortofosfati. Nella stagioneinvernale il fattore 3 rimane co-stante sullo zero, mentre nellastagione estiva diventa positivopoiché è influenzato dal para-metro clorofilla.

In conclusione si può dire cheil problema maggiore del lago ècostituito dalle alte concentrazionidi sostanza organica e fosforo chedevono essere ancora mineralizzatie che la presenza di scarichi comequelli ritrovati nella stazione 1 pos-sono facilmente romperne l’equili-brio portandolo ad uno stato sca-dente.

Variazione dei Fattori nel mese di dicembre

-4

-3

-2

-1

0

1

2

1 2 3 4 6 7

Stazioni di Campionamento

Valo

re d

ei F

atto

ri

Fattore 1Fattore 2Fattore 3

Variazione dei Fattori nel mese di marzo

-1

-0,8

-0,6

-0,4

-0,2

0

0,2

2 3 4 6 7

Stazione di Campionamento

Valo

re d

ei F

atto

ri

Fattore 1

Fattore 2

Fattore 3

Variazione dei Fattori nel mese di febbraio

-2

-1

0

1

2

3

1 2 3

Stazione di Campionamento

Valo

re d

ei F

atto

ri


Variazione dei Fattori nel m ese di aprile

-2

-1

0

1

2

3

4

5

1 2 3

Stazioni di Cam pionam ento

Valo

re d

ei F

atto

ri


Variazione dei Fattori nel mese di maggio

-1

0

1

2

3

1 2 3 5 6 7


Valo

re d

ei F

atto

ri


Variazione dei Fattori nel mese di giugno

-0,6-0,4-0,2

00,20,40,60,8

11,2

1 2 3 4


Valo

re d

ei F

atto

ri


Vaziazione dei Fattori nella prima metà di luglio

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

1 2 3 4


Valo

re d

ei F

atto

ri


Variazione dei Fattori nella 2ª metà di luglio

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

2

2,5

1 2 3 4


Valo

re d

ei F

atto

ri


Fig. 3. Variazone dei fattori a dicembre

Fig. 4. Variazione dei fattori a febbraio

Fig. 5. Variazione dei fattori a marzo

Fig. 6. Variazione dei fattori ad Aprile

Fig. 7. Variazione dei fattori a Maggio

Fig. 8. Variazione dei fattori a Giugno

Fig. 9. Variazione dei fattori nella pri-ma metà di Luglio

Fig. 10. Variazione dei fattori nellaseconda metà di Luglio


Sessione Poster

Bibliografia

GRIMALDI R., 1998. Corso di metodolo-gia e tecniche per le scienze sociali.http://hal9000.cisi.unito.it/wf/Servizi-pe/Universit-/Corsi—Mat/LEDA/.../4_5.htlm

IRSA-CNR 1995. Metodi Analitici perle Acque

RASPA G., DOSI M.P., BRUNO R 1993.Corregionalization analysis andfactorial kriging for soil variability,

IRMA-CNR, Bari.SALIN M.,1992. Applicazioni statistiche

con SPSS-Mc Graw Hill, 405-428.SPSS-INC., 1992. Statistical Package for

Social Sciencies, versione 5.

171

Sessione Poster


Il Progetto Europeo STAR

Renate Alber*, Anna Mutschlechner, Stefania Covi, Alberta Stenico, Elisa RomaninProvincia Autonoma di Bolzano, Agenzia Provinciale per la Protezione dell’Ambiente, Laboratorio Biologico, Via Sottomonte, 2, I-39055 Laives (BZ).

* Referente per la corrispondenza: fax 0471/951263; [email protected]

RiassuntoIl progetto europeo STAR ha lo scopo di elaborare nuovi metodi per il monitoraggio della qualità dei fiumi e distandardizzare quegli già esistenti tramite lo studio della morfologia fluviale, delle comunità dei macroinvertebrati, deipesci, delle macrofite e delle diatomee. Al momento la fase di campionamento è conclusa, mentre l’elaborazione dei dati èin corso.

PAROLE CHIAVE: qualità delle acque / nuovi metodi / standardizzazione / indicatori biologici / morfologia fluviale

The EU-Project STARThe aim of the Europe-wide STAR project is to develop new methods for the quality assessment of running waters and tostandardize existing methods considering river morphology and the community of macroinvertebrates, fishes, macrophytesand diatoms. At the moment sampling is finished but evaluation of data has not been concluded at all.

Key words: water quality / new methods / standardization / biological indicators / river morphology

INTRODUZIONEIl Progetto Europeo STAR

“Standardisation of biological riverclassifications. Framework methodfor calibrating ecological qualityclassification systems, particularlyAQEM and RIVPACS” (www.eu-star.at) segue il progetto europeoAQEM (www.aqem.de). Lo scopo diSTAR è fornire gli strumenti ade-guati per la messa in opera delledirettive della Legislazione Euro-pea sulle Acque (WFD – Water Fra-mework Directive – 2000/60/CE).Tale direttiva definisce un quadroper la valutazione di tutti i tipi di

corpi idrici con particolare riguar-do all’uso di indicatori biologici(fauna macrobentonica e ittica, flo-ra acquatica). Lo stato ecologicodeve essere definito basandosi suuno stato di riferimento naturale,o, in assenza di questo, sullo statopiù vicino a quello naturale. Mo-mentaneamente i sistemi per esa-minare la qualità biologica delleacque correnti differiscono da pae-se a paese. Gli indici biologici usatisi basano sia su calcoli che su grup-pi di organismi diversi, tra cui inparticolare i macroinvertebrati, i

pesci, le diatomee e le macrofite. Acausa delle differenze tra i metodi,i risultati di questi indici biologicisono difficilmente paragonabili. Inbase ai requisiti della Direttiva Eu-ropea sulle Acque (E.U., 2000), loscopo principale del progetto STARconsiste nello sviluppo e nella stan-dardizzazione di metodologie vali-de a livello europeo, che siano de-scrittive della situazione dei fiumi,così come si evince dalla loro biolo-gia. Per la protezione dei corpi idri-ci questa direttiva prevede di com-parare il singolo punto di indagine

ALBER et al. - Progetto europeo STAR172

Sessione Poster

con un sito di riferimento apparte-nente alla stessa tipologia di acquesuperficiali e di descriverne l’even-tuale deviazione. Ovviamente é ne-cessario che i metodi per il control-lo siano equiparabili in tutti glistati europei. Infatti, utilizzando unmetodo standard per ogni gruppodi organismi insieme ai diversi in-dici nazionali, é possibile otteneredue grandi vantaggi: il primo consi-ste nel poter scoprire in che relazio-ne si trovano gli indici differenti edil secondo nello scoprire quale grup-po di organismi é più adatto ad uncerto tipo di indagine. Quindi man-tenendo il proprio sistema di moni-toraggio nazionale viene reso possi-bile il confronto con i risultati diindagine di altri paesi europei.

Il progetto copre il periododal 01/01/02 al 31/12/04, è coordi-nato dal CEH (Centre of Ecologyand Hydrology - UK) e finanziatodalla Commissione Europea. Adesso partecipano i seguenti undicistati europei: Austria, RepubblicaCeca, Danimarca, Francia, Germa-nia, Grecia, Italia, Paesi Bassi, Por-togallo, Svezia e Gran Bretagna. Perl’Italia partecipano l’IRSA (Istitutodi Ricerca sulle Acque) come part-ner scientifico, e l’APPA (AgenziaProvinciale per la Protezione del-l’Ambiente) di Bolzano come ap-plied partner, in quanto sarà l’uten-te dei nuovi sistemi d’indagine stan-dardizzati.

Il progetto è diviso in 19workpackage tra cui quelli di mag-giore importanza sono:– creazione di una homepage

(www.eu-star.at);– raccolta ed elaborazione di dati

già esistenti;– scelta dei siti di campionamen-

to;– organizzazione di workshop per

standardizzare i metodi di cam-pionamento;

– indagini sui corsi d’acqua inesame;

– audit sui campioni di macroin-vertebrati e di diatomee;

– creazione di un nuovo databasee suo aggiornamento;

– collegamento tra il nuovo data-base con i database di dati giàesistenti;

– comparazione e correlazionedelle metodologie basate sugliindicatori biologici;

– supporto al CEN (Comité Eu-ropéen de Normalisation) nelsuo lavoro di sviluppo di metodistandardizzati adatti alla messain opera della WFD (E.U., 2000);

– elaborazione di un sistema disupporto decisionale per fornirepratici consigli nell’applicazio-ne di programmi di monitorag-gio;

– studio dell’efficienza dei diversiprotocolli di campo e di labora-torio per i campionamenti dimacroinvertebrati;

– determinazione della idoneitàdei diversi gruppi di organismiindicatori per i vari tipi di im-patto antropico sui fiumi.

AREA DI STUDIOPer operare una corretta clas-

sificazione e quindi per sviluppare

metodi di valutazione adeguati, laWFD (E.U., 2000) prevede l’identi-ficazione di tipi fluviali. Il progettoSTAR viene sviluppato su 15 tipifluviali in tutta Europa, selezionatiin base ai seguenti criteri:– ecoregione di appartenenza (IL-

LIES, 1978);– dimensioni del fiume (stimate

sulla base del suo bacino idro-grafico);

– geologia del bacino;– classi di altitudine.

In particolare per la Provin-cia Autonoma di Bolzano è statoselezionato un tipo di acque cor-renti, nello specifico: fiumi di pic-cole dimensioni (con un bacinoidrografico minore di 100 km2), congeologia del bacino calcarea, sopragli 800 m; ecoregione 4 (Alpi).

Questo tipo fluviale rappresen-ta la nostra provincia e come sub-strato è stato scelto quello calcareo,visto che il substrato siliceo, che èpiù frequente, è stato studiato nelprogetto europeo AQEM due anniaddietro.

I fattori d’impatto antropicopresi in considerazione in tuttaEuropa sono inquinamento orga-nico e inorganico (tossicità) e mo-

Fig. 1. Stazioni di campionamento in Alto Adige

ALBER et al. - Progetto europeo STAR 173

Sessione Poster

dificazione morfologica. L’impattopredominante nella Provincia diBolzano, e per questo motivo presoin esame, è la modificazione mor-fologica dell’alveo.

Dato che le metodologie divalutazione messe a punto dal pro-getto STAR saranno basate sul con-fronto tra le comunità biologicheosservate in siti di interesse (cioè avario grado di alterazione) con quel-le di siti reference, è stata effettuatauna preclassificazione dello statomorfologico di tutti i fiumi corri-spondenti alle definizioni sopra ci-tate. Sono state scelte 10 stazioni dicampionamento, posizionate su set-te torrenti.

La preclassificazione si basasu un lavoro precedente di rileva-mento ecomorfologico dei corsi d’ac-qua in provincia (STENICO, 2001)eseguita secondo il metodo di Hüt-te (HÜTTE et al.,1994). I criteri per lavalutazione morfologica proposti daSTAR sono: il livello di urbanizza-zione e utilizzo agricolo nel bacinoimbrifero, il grado di modificazio-ne dell’alveo con arginature e ce-mentificazione dell’alveo, dighe,briglie o strutture che possano alte-rare significativamente il regimeidrologico, lo stato della fascia ri-paria, il grado dell’inquinamentochimico e fisico.

Come stabilito dal progetto,tre di queste 10 stazioni di campio-namento sono reference, e corri-spondono perciò a siti con il piùalto grado di naturalità o con mini-mi impatti antropici (Rio della Ca-scata, Rio Gardena al km 2,3 e RioStolla al km 6,9). Tre stazioni han-no stato ecologico good dove si ri-scontrano modifiche contenute del-l’alveo (con briglie: Rio S. Nicolò,Rio Gardena al km 11,7 e Rio Fu-nes).

Le due stazioni successivehanno impatti più consistenti a ca-rico sia dell’alveo, con briglie, chedelle rive e presentano stato ecolo-

gico moderate (Rio Stolla al km 9,4e Rio di Camin). Infine sono statescelte due stazioni con grandi im-patti morfologici a carico delle rive,dell’alveo, del letto del corso d’ac-qua e con poca o nessuna vegeta-zione riparia (Rio Gardena al km4,4 e Rio Sesto).

La ricerca di adeguati siti diriferimento è stata difficile a causadell’estesa modificazione morfolo-gica attuata negli anni passati su-gli alvei e dell’intenso uso del suo-lo. Infatti, per trovare siti inalteratispesso era necessario spingersi inaree relativamente a monte, dove ifiumi assumono dimensioni mino-ri e aumenta la loro pendenza, en-trambe variabili in grado di modifi-care di per sé la struttura dellecomunità acquatiche, indipenden-temente da eventuali fattori di di-sturbo antropico.

MATERIALI E METODISono stati utilizzati diversi

gruppi di organismi (macroinverte-brati, pesci e diatomee) e numerosimetodi di controllo (il metodo eu-ropeo AQEM, il metodo nazionaleI.B.E., l’indice per la ecomorfologiafluviale RHS e metodi standard peril campionamento di pesci e fito-benthos).

Mentre le indagini sui macro-invertebrati e sulla morfologia sono

state eseguite dal Laboratorio Bio-logico dell’APPA di Bolzano, le ana-lisi sulle diatomee sono state affi-date all’Istituto Agrario di S. Mi-chele a.A. (TN) e la comunità itticaè stata studiata dall’Ufficio Cacciae Pesca della Provincia Autonomadi Bolzano.

Per ogni stazione di campio-namento è stato compilato un pro-tocollo di campo suddiviso in: in-formazioni generali del sito, morfo-logia ed idrologia del torrente, im-patti antropici sul sito, iquinamen-to del sito, informazioni relative alsubstrato e dati chimico-fisici e mi-crobiologici.

I macroinvertebrati sono staticampionati 2 volte (estate 2002, pri-mavera 2003), utilizzando sia ilmetodo nazionale I.B.E. (Indice Bio-tico Esteso, GHETTI, 1997) che ilmetodo AQEM. Quest’ultimo è unmetodo di campionamento quanti-tativo, messo a punto nel progettoAQEM, che è derivato dalla proce-dura del “multi habitat sampling”(BARBOUR et al., 1999): l’indagine èsvolta su un tratto di torrente rap-presentativo, di lunghezza comples-siva di 20-50 m. Si procede quindiad una stima della composizionein microhabitat minerali e biotici evengono successivamente campio-nati tutti i microhabitat presenticon una percentuale ≥ 5%. Vengo-

Tab. I. Elenco delle stazioni di campionamento e loro caratteristiche (reference =stato di massima naturalità).

Codice Distanza da Altit.neNome del sito sorg.te (km) (m) Classe di degrado

Rio della Cascata I050001 3,3 1290 reference = V classeRio S. Nicolò I050002 1,4 1350 good status = IV classeRio di Camin I050003 5,2 1190 moderate status = III classeRio Gardena I050004 11,7 1260 good status = IV classeRio Gardena I050005 4,4 1570 poor status = II classeRio Gardena I050006 2,3 1805 reference = V classeRio Funes I050007 2,7 1690 good status = IV classeRio Stolla I050008 9,4 1202 moderate status = III classeRio Stolla I050009 6,9 1360 reference = V classeRio Sesto I050010 15,8 1180 bad status = I classe

ALBER et al. - Progetto europeo STAR174

Sessione Poster

no posizionate 20 repliche per sitoin maniera proporzionale all’occor-renza dei microhabitat. Per il pre-lievo delle repliche viene usato unretino immanicato o una rete “Sur-ber” con maglia di 500 μm e conun’imboccatura di 0,25 x 0,25 m.Per ogni replica vengono inoltremisurate la velocità della correntee la profondità. Tutto il campioneviene fissato e portato in laborato-rio dove è sottoposto ad una proce-dura di subcampionamento che pre-vede lo smistamento di almeno 5/30 del campione e la raccolta dialmeno 700 individui (ogni trente-simo va completamente smistato).La determinazione tassonomica èstata effettuata a livello di speciedalla ditta austriaca ARGE Limno-logie.

Le diatomee sono state prele-vate una volta in ogni sito seguen-do un protocollo stabilito dal pro-getto che prevede di campionare ilsubstrato prevalente per il tipo dicorso idrico in esame, e quindi sub-strato duro, macrofite o sedimentofine. Per il tipo fluviale della Pro-vincia di Bolzano è stato campio-nato substrato duro: per campiona-re una superficie di ca. 100 cm2

dovevano essere scelti da 5 a 10sassi (preferibilmente mesolithal)posizionati lungo tutto il tratto edil prelievo delle diatomee è statoeffettuato tramite spazzolini da den-ti. I campioni sono stati portati ingiornata all’Istituto Agrario di S.Michele che ha provveduto alla de-terminazione tassonomica a livellodi specie e al conteggio secondo leindicazioni del protocollo.

In ogni sito è stato effettuatoil censimento della popolazione it-tica mediante l’uso dell’elettrostor-ditore per un tratto di 100 m dilunghezza. Per il campionamentoè stato utilizzato un protocollo svi-luppato in collaborazione con i

partecipanti al progetto europeoFAME (http://fame.boku.ac.at) cheaffianca STAR.

Sono stati effettuati due pre-lievi (estate 2002, primavera 2003)per la determinazione dei seguentiparametri chimico-fisici: tempera-tura dell’aria e dell’acqua, ossige-no disciolto, pH, ammonio, nitriti,nitrati, ortofosfati, fosforo totale,BOD5, cloruri, conducibilità elettri-ca specifica, durezza totale, alcali-nità, sostanze sospese totali e TOC.Per meglio valutare la presenza diinquinamento organico ed inorga-nico sono stati aggiunti il conteg-gio di Escherichia coli e il test eco-tossicologico con Daphnia magna.

Per ogni sito è stato applicatoil protocollo del metodo ingleseRHS (River Habitat Survey, RAVEN

et al., 1998). Questo tipo di rileva-mento valuta, per un tratto di 500m, le caratteristiche degli habitatfluviali, delle fasce riparie e deiterritori adiacenti, includendo in-formazioni relative alla tipologiadi flusso e alle alterazioni morfolo-giche. L’applicazione del RHS per-mette la valutazione idromorfologi-ca dei fiumi richiesta dalla WFD(E.U., 2000) e i dati raccolti permet-tono una migliore interpretazionedei parametri chimici e biologici.

Per una descrizione dettaglia-ta delle varie metodologie di cam-pionamento sopra indicate si riman-da alla homepage del progetto.

DISCUSSIONEAl momento la fase di cam-

pionamento è conclusa, mentrel’elaborazione dei dati è in corso.

Per avere un controllo sullaqualità dei risultati, i campioni dimacroinvertebrati e diatomee saran-no sottoposti ad una procedura diaudit. Verranno scelti a caso alcunicampioni di ciascun partner chesaranno rianalizzati da partner di

altri paesi. Lo scopo dell’audit è laquantificazione degli errori di smi-stamento, subcampionamento, de-terminazione e conteggio degli or-ganismi, al fine di consentire il cal-colo dell’accuratezza e della preci-sione del risultato finale. Inoltre,alcune stazioni di campionamentoreference, good status e moderatestatus sono state sottoposte a cam-pionamenti ripetuti durante lo stes-so periodo per consentire la deter-minazione dell’errore di campio-namento. I risultati di questa pro-cedura in combinazione a quellidell’audit dovrebbero consentire ilcalcolo del limite di confidenza edell’errore sistematico degli indicie delle classificazioni usati inSTAR.

Sia i metodi di indagine nuo-vi che verranno sviluppati dai varipartner europei, sia quelli naziona-li già esistenti, saranno confrontatifra di loro: viene indagato come sicorrelano e quali sono più idoneiper valutare, in casi particolari, glieffetti di diversi impatti ambientalisulla qualità della acque correnti.

I risultati ottenuti dallo svi-luppo del progetto STAR non sa-ranno indirizzati alla sostituzionedelle metodologie correntemente inuso, ma piuttosto vorranno costitu-ire un modulo integrativo, in lineacon il D.Lgs. 152/99 (e successivemodifiche), relativo alla classifica-zione di qualità dei corpi idrici,che richiede alle agenzie ambienta-li regionali la classificazione e ilbiomonitoraggio delle acque super-ficiali.

CONCLUSIONILa meta del progetto è lo svi-

luppo di metodi standard che sianoutilizzabili per studi più approfon-diti su acque correnti e che con-temporaneamente si correlino coni metodi attualmente in uso.

175

Sessione Poster

Bibliografia

BARBOUR M.T., GERRITSEN J., SNYDER B.D.,STRIBLING J.B., 1999. Rapid bioas-sessment protocols for use in stream andwadable rivers: periphyton, benthicmacroinvertebrates and fish. SecondEdition. EPA 841-b-99-002. U.S.Environment Protection Agency,Office of Water, Washington, D.C.

E.U., 2000. Directive 2000/60/EC ofthe European Parliament and ofthe Council of 23 October 2000establishing a framework for Com-munity action in the field of waterpolicy. Official Journal of theEuropean Communities L 327,22.12.2000: 1-72.

GHETTI P.F., 1997. Manuale di ap-plicazione Indice Biotico Esteso(I.B.E.). I macroinvertebrati nelcontrollo della qualità degli am-bienti di acque correnti. Ed. Pro-vincia Autonoma di Trento, Sta-zione sperimentale Agraria Fore-stale, S. Michele. 141 pp.

HÜTTE M., BUNDI U., PETER A., 1994.Konzept für die Bewertung undEntwicklung von Bächen undBachsystemen im Kanton Zürich.EAWAG und Kanton Zürich.

ILLIES J., 1978. Limnofauna Europaea.Gustav Fischer Verlag. Stuttgart.

RAVEN P.J., HOLMES N.T.H., DAWSON F.H.,

FOX P.J.A., EVERARD M., FOZZARD I.R.,ROUEN K.J., 1998. River HabitatQuality, the physical character ofrivers and streams in the UK andIsle of Man. River Habitat SurveyReport No. 2, May 1998. The En-vironment Agency, Bristol, 86 pp.

STENICO A., 2001. Rilevamento eco-morfologico delle acque correnti in AltoAdige. Periodo di indagine 1996-2000.Agenzia Provinciale per la Pro-tezione dell’Ambiente e la Tuteladel Lavoro. Dipartimento per laNatura e l’Ambiente, Urbanistica,Informatica, Acque Pubbliche eEnergia, 103 pp.

177

Sessione Poster


Il torrente Avisio a Soraga (Val di Fassa, Trentino):variazioni della qualità delle acque correlabili conl’attivazione di un impianto di depurazione biologica

Raffaella CanepelAgenzia provinciale per la protezione dell’ambiente - Settore tecnico, U.O. tutela dell’acqua, Via Mantova 16 - 38100 Trento ([email protected])

RiassuntoÈ stato studiato un tratto del torrente Avisio, appartenente alla rete di monitoraggio della qualità dei corsi d’acqua

in Trentino, con lo scopo di mettere in evidenza l’impatto della pressione turistica, concomitante con periodi idrologici dimagra, sulla qualità delle acque e, successivamente, gli effetti migliorativi legati all’entrata in funzione di un depuratorebiologico posto a monte della sezione indagata.Lo studio interessa un arco di tempo di sette anni, dal 1996 al 2002, e prende in considerazione gli aspetti chimici,microbiologici e biologici (I.B.E.) delle acque. Se, fino al 1999, la qualità complessivamente risultava fortemente influenzatadall’afflusso turistico, dal 2000 in poi, con il trattamento degli scarichi, si è assistito ad un netto miglioramento qualitativo.Dal punto di vista biologico è emerso un progressivo incremento nel tempo del numero e consistenza delle unitàsistematiche.

PAROLE CHIAVE: (I.B.E.) Indice Biotico Esteso / depuratore / unità sistematiche.

The Avisio river in Soraga (Fassa Valley, Italy): connection with the start of a new biological wastewater plantA section of the monitoring network for water quality in Trentino has been observed, with the aim to evaluate the touristpresence during low-level water in watercourses, with respect to water quality and its improvement after the construction ofa biological wastewater plant upstream.During a seven-year observation (1996-2002) chemical, microbiological and biological aspects (B.E.I.) have been taken intoconsideration. Until 1999 the water quality was strongly conditioned by the touristic presence, but after 2000 the treatmentof local sewage system brought sensible amelioration. From the biological point of view, a progressive increase in numberand consistency of the systematic units was observed.

KEY WORDS: (B.E.I.) Biotic Extended Index / biological wastewater plant / systematic units

INTRODUZIONELa Provincia Autonoma di

Trento, precorrendo i tempi rispet-to all’entrata in vigore del D. Lgs.152/99, ha dato avvio, a partire dal1990, al monitoraggio del reticoloidrografico dell’intero territorio pro-vinciale. Oltre alle tradizionali me-todologie di studio, basate su para-metri chimici e microbiologici, si èutilizzato l’Indice Biotico Esteso(I.B.E), strumento ormai consolida-to per l’analisi biologica dei corsi

d’acqua e complementare per lavalutazione del loro stato ecologi-co.

Il monitoraggio effettuato ne-gli anni ha consentito la raccoltadi una notevole mole di dati relati-vi allo stato ambientale dei varicorsi considerati e fornito i presup-posti per ulteriori indagini di ap-profondimento riferibili a situazio-ni particolari.

Si è pertanto osservato a par-

tire dal 1996 l’andamento qualita-tivo di una sezione facente partedella rete di monitoraggio dei prin-cipali corsi d’acqua del Trentino,attraverso indagini chimiche, bat-teriologiche e biologiche e, con unasuccessiva elaborazione dei dati, sisono tratte le considerazioni illu-strate nel presente lavoro.

L’ambito complessivo risultapertanto particolarmente interessan-te perché soggetto ad una frequen-

CANEPEL R. - Depurazione biologica e IBE: evoluzione della qualità178

Sessione Poster

tazione stagionale turistica moltointensa che si ripercuote in manie-ra evidente sulla qualità dell’am-biente idrico.

MATERIALI E METODILa sezione studiata, pur es-

sendo situata nella parte alta delbacino idrografico del torrente Avi-sio, si pone a valle di un’area turi-stica montana molto frequentatasia nel periodo invernale (compren-sorio sciistico della Val di Fassa)sia estivo.

La sezione oggetto di studio

Fig. 2. Inquadramento geografico: collocazione della sezione di monitoraggio al-l’interno del bacino del fiume Avisio.

Fig. 1. La sezione di monitoraggio a Soraga sul torrente Avisio.

(Fig. 1) è posta sul torrente Avisio(Fig. 2), ed è situata a valle dell’im-missione dello scarico del depura-tore di Pozza di Fassa (100.000A.E.), ad una distanza tale (circa 3km) da assicurare il completo me-scolamento fra l’effluente dello sca-rico e le acque del torrente. Lasezione indagata, situata in chiu-sura della parte alta del bacino deltorrente Avisio, a quota 1200 mslm, è stata oggetto di prelievi fina-lizzati ad analisi chimiche e batte-riologiche, mensili dal 1990 al 1999e bimestrali dal 2000 al 2002.

Il presente lavoro prende inconsiderazione i dati a partire dal-l’anno 1996 in quanto completi inogni comparto analitico. I prelievidi benthos sono stati effettuati sem-pre con cadenza annuale.

I dati elaborati sono tratti dal-la collana dei rapporti annuali“Qualità delle acque superficiali –Monitoraggio dei corsi principaliin Provincia di Trento” (CANEPEL etal., 1997-2003)

Sebbene nell’ambito del mo-nitoraggio le analisi chimiche ab-biano preso in considerazione pa-rametri quali: BOD5, COD, NH4

+,NO3

-, Ossigeno disciolto, Ptot e P-PO4

3- e quelle batteriologiche coli-formi fecali ed Escherichia coli, nelpresente lavoro sono stati elaboratisolo i dati relativi a BOD5 e N-NH4

+.Le metodologie di indagine sonoriferite alle metodiche IRSA-CNR(IRSA, 1994).

Per quanto riguarda l’IBE,eseguito secondo quanto previstodal metodo elaborato da GHETTI

(1997), sono stati elaborati i dati subase annuale a partire dal 1996.

RISULTATI E DISCUSSIONEDall’analisi delle serie stori-

che sono emerse significative corre-lazioni, nei parametri chimici, fraperiodo idrologico e concentrazio-ni di inquinanti (Fig. 3 e 4). Lacorrelazione poi fra periodi ad ele-vata concentrazione antropica emagre invernali ed estive accentuaconsiderevolmente gli effetti.

Nel periodo invernale inoltre,dove le basse temperature inibisco-no i naturali processi di degrada-zione chimica e biologica, l’ampli-ficazione degli effetti risulta ancorpiù evidente. È evidente quindi unacorrelazione diretta tra andamentoidrologico dei deflussi, frequenta-zione turistica e concentrazione diinquinanti.

Per quanto riguarda la quali-tà biologica delle acque, non è sta-

CANEPEL R. - Depurazione biologica e IBE: evoluzione della qualità 179

Sessione Poster

to possibile effettuare una correla-zione stagionale; si è riscontratatuttavia una buona correlazionelegata al minor impatto dei refluiurbani grazie all’entrata in funzio-ne del depuratore biologico, recen-temente realizzato.

Fino al 1999 gli scarichi era-no depurati solo attraverso alcunefosse Imhoff aventi una resa depu-rativa molto modesta. Dall’ottobre2000 è entrato in funzione il depu-ratore di Pozza di Fassa e di fatto siè potuto constatare il miglioramen-to qualitativo in termini biologici echimici del corso d’acqua. Dal pun-to di vista biologico ciò che emergeè un progressivo incremento neltempo del numero e consistenzadelle unità sistematiche .

Analizzando i dati relativi agliultimi sette anni di monitoraggiodell’ambiente fluviale (Fig. 5) si evi-denzia il miglioramento della qua-lità biologica delle acque a partiredall’anno 2001. Il depuratore bio-logico entrato in funzione nell’ot-tobre del 2000 ha permesso la de-purazione di una frazione consi-stente di reflui che gravano sul ba-cino soprattutto nelle stagioni in-vernale ed estiva.

Proprio in corrispondenza diquest’ultima vengono condotti an-nualmente i campionamenti ben-tonici. Nel giro di due anni si èassistito ad un incremento di 7-8unità sistematiche corrispondentiad un passaggio da un valore di

Torrente Avisio (BOD5)

0

5

10

15

20

gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic

mesi

mg/

L

media 90-94

media 95-99

Torrente Avisio (NH4+)

0

0,4

0,8

1,2

1,6

gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic

mesi

mg/

L

Media 90-94

Media 95-99

Torrente Avisio (BOD5)

0

2

4

6

8

gen mar mag lug set nov

mesi

mg/

L

media 2000-2002

Torrente Avisio (NH4+)

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

gen mar mag lug set nov

mesi

mg/

L

media 2000-2002

Fig. 3. Andamento del BOD5: dati ela-borati su base mensile nei quinquen-ni 90-94 e 95-99.

Fig. 4. Andamento dello ione ammo-nio: dati elaborati su base mensile neiquinquenni 90-94 e 95-99.

Fig. 6. Andamento del BOD5: dati ela-borati su base bimestrale nel triennio2000-2002.

Fig. 7. Andamento dello ione ammo-nio: dati elaborati su base bimestralenel triennio 2000-2002.

0

2

4

6

8

10

1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

I.B.E.

classe di qual i tà

Fig. 5. Andamento dell’IBE e delle Clas-si di qualità nel periodo in studio. Com-plessivamente si passa da un valoreIBE di 6 ad uno di 9,5 e da una III aduna II/I Classe di qualità.

Tab. I. Incremento unità sistematiche(U.S.) nella sezione dal 2000 al 2002.( ••••• = U.S. valida per il calcolo dell’indi-ce; d = drift; () = U.S. non valida per ilcalcolo dell’indice)

U.S. 2000 2001 2002

PlecotteriChloroperla dDictyogenus d dIsoperla d dLeuctra d ••••• •••••Nemoura d dPerlodes d dProtonemura d ••••• •••••

EfemerotteriBaetis ••••• ••••• ••••••••••Ecdyonurus d dEpeorus dRhithrogena d •••••

TricotteriLimnephilidae ••••• ••••• ••••••••••Ryacophilidae ••••• •••••

ColeotteriDytiscidae dElmidae dHydraenidae d d

DitteriBlepharicedae ••••• dChironomidae ••••• ••••• •••••Dolichopodidae ()Empididae ••••• •••••Limoniidae ••••• •••••Psychodidae () ()Simuliidae ••••• ••••• •••••••••••••••

TricladiCrenobia ••••• •••••Polycelis •••••

OligochetiEnchytraedidae ()Lumbricidae •••••Lumbriculidae ••••• •••••Naididae ••••• ••••• •••••Tubifcidae ••••• ••••• •••••

N°totale U.S. 7 14 15Valore di I.B.E. 6 9 9/10Classe di qualità III II II/I

CANEPEL R. - Depurazione biologica e IBE: evoluzione della qualità180

Sessione Poster

IBE pari a 6 ad un valore di IBEpari a 9-10 (Tab. I).

Parallelamente al migliora-mento in termini biologici si è assi-stito ad un miglioramento in termi-

ni chimici come evidenziato daigrafici riportati. (Fig. 6 e 7). Lepunte di concentrazione invernalie soprattutto estive si sono infattidecisamente smorzate.

RingraziamentiSi ringrazia il personale dell’IstitutoAgrario di S. Michele all’Adige per l’ef-fettuazione dei campionamenti bento-nici.

Bibliografia

CANEPEL R., ANDERLE G., TOSO E., (a curadi), 1997-2003. Qualità delle acquesuperficiali - Monitoraggio dei corsiprincipali in Provincia di Trento(anni 1996 - 2002). Provincia

Autonoma di Trento, Trento.GHETTI P.F., 1997. Manuale di appli-

cazione Indice Biotico Esteso(I.B.E.). Provincia Autonoma diTrento, Trento, 222 pp.

IRSA, 1994. Metodi analitici per leacque. Istituto Poligrafico e Zeccadella Stato, Roma, 342 pp.

181

Sessione Poster


Studio sulla ricolonizzazione di un trattodi fiume Piave soggetto ad asciutte stagionali

Marco Zanetti1*, Diana Piccolo1, Paolo Turin1, Manuel Bellio1, Roberto Venzo2

1 Bioprogramm scrl – via A. Moro 12/3 - 31043 Fontanelle TREVISO; via 3 garofani 36 - 35124 PADOVA

2 Provincia di Treviso – Assessorato alla pesca

* Referente per la corrispondenza ([email protected])

RIASSUNTOLa sperimentazione è stata svolta sul tratto medio del fiume Piave, in località Grave di Papadopoli, provincia di Treviso. Inquesto tratto il Piave scorre su uno spesso materasso ghiaioso e si divide in due rami, di Cimadolmo sulla sinistra e diMaserada sulla destra idrografica, periodicamente interessati da lunghi periodi di asciutta totale.Il presente lavoro si propone di stabilire i modi ed i tempi di ricolonizzazione macrobentonica in un ambiente naturale dopol’arrivo dell’acqua. Le indagini sono state svolte su entrambi i rami ed hanno interessato la ricolonizzazione macrobentonicasia in termini qualitativi (2001), mediante l’applicazione dell’Indice Biotico Esteso, che quantitativi (2002), tramitecampionamento con “rete di Surber”, entrambe a distanze temporali diverse dall’arrivo dell’acqua.Dai risultati dello studio emerge che, in un ambiente naturale dove l’acqua fluente in superficie è presente solo per pochimesi durante l’anno, un sistema di rilasci idrici da monte con cospicue variazioni di portata non è in grado di assicurare unacorretta ricolonizzazione anche dopo circa 90 giorni. Inoltre si è potuto verificare l’andamento temporale della colonizzazio-ne dei diversi taxa.

PAROLE CHIAVE: asciutte / corsi d’acqua / macroinvertebrati / IBE / Surber

Invertebrates recolonization in middle stretch of Piave River periodically interested in long periods of total dry streamThe experimentation has been developed on middle stretch of Piave river, in the locality Grave of Papadopoli, province ofTreviso (Italy). In this stretch the Piave river goes through a thick bed of gravel and it is divided in two branches, theCimadolmo branch on the left and the Maserada branch on the right. Periodically each one of the two branches is interestedin long periods of total dry stream. The present work has the purpose of establishing the manners and the periods of thefreshwater invertebrates recolonization in a natural environment after the water arrival.The inquiries have been developed on both the branches and they have interested the freshwater invertebrates recoloniza-tion both in qualitative terms (2001), through the application of the IBE (italian version of the Extended Biotic Index), andquantitative (2002), through sampling with the “Surber net”. Both the sampling types were done in different temporaldistances from the water arrival. The results of this study draw attention on the fact that, in a natural environment where theflowing surface water is present only for a few months during the year, a system of water releases from above with large flowvariations is not able to ensure a correct recolonization also later about 90 days. Besides the temporal course of thecolonization of different taxa has been verified.

KEY WORDS: dry streams / water body / freshwater invertebrates / IBE / Surber

INTRODUZIONEIl fiume Piave, nonostante che

il piano stralcio per la gestione del-le risorse idriche (Del. n° 3 del05.02.2001 dell’AdB Alto Adriatico),abbia stabilito l’obbligo di Deflus-

so Minimo Vitale, continua ad an-dare in asciutta totale in un lungotratto compreso entro la provinciadi Treviso. Il presente lavoro si pro-pone di stabilire i modi ed i tempi

di ricolonizzazione macrobentoni-ca in un ambiente naturale sogget-to ad asciutte complete a livellostagionale; lo studio è proseguitonel 2003 prendendo in considera-

ZANETTI et al. - Ricolonizzazione macrobentonica in ambiente naturale182

Sessione Poster

zione la fauna ittica.Per una corretta interpreta-

zione dei dati scaturiti dal presentestudio sarebbe stata indispensabilela valutazione delle portate misu-rate in continuo nelle stazioni og-getto di studio. Questi dati sonostati ottenuti solo per l’anno 2002,per gentile concessione del Consor-zio di Bonifica Destra Piave, entegestore dello sbarramento di Nerve-sa della Battaglia, posto a montedella stazione C (Maradane) e solocome quantitativi di rilascio dallosbarramento stesso.

Lo studio fa parte integrantedel “Piano poliennale di monito-raggio delle acque in provincia diTreviso” dell’Amministrazione Pro-vinciale di Treviso cofinanziato dal-l’Unione Europea, nell’ambito del-le attività del Piano di SviluppoRurale 2000-2006 regolamento1257/99, (ZANETTI et al., 2001; ZA-NETTI et al., 2002).

MATERIALI E METODI

Inquadramento geograficoLo studio è stato condotto sul-

l’asta principale del fiume Piave inun tratto periodicamente interessa-to da asciutte, ricadente in provin-cia di Treviso, in località Grave diPapadopoli. In questo tratto il Pia-ve attraversa uno spesso materassoghiaioso e si divide in due rami,denominati di Cimadolmo sulla si-nistra e di Maserada sulla destraidrografica.

Le stazioni di campionamen-to (Fig. 1) sono state mantenuteinvariate sia per le analisi di tipoqualitativo che quantitativo. I pun-ti di monitoraggio sono stati deno-minati A, B, C e D. I primi due sitrovano rispettivamente sul ramosinistro e destro del fiume Piave, ilpunto A in località Cimadolmo, amonte del ponte sulla strada pro-vinciale, ed il punto B in localitàMaserada, a valle del ponte sulla

provinciale. I punti C e D sono ledue stazioni di riferimento, in loca-lità Maradane e Candelù, rispetti-vamente a monte ed a valle delleGrave di Papadopoli e non vannomai in asciutta.

Metodiche utilizzateLe analisi macrobentoniche

qualitative sono state eseguite uti-lizzando la metodica I.B.E. (GHETTI,1997; IRSA-CNR, 2003), mentrequelle quantitative con un retinoSurber modificato (Box-sampler) disuperficie pari a 0,044 m², seguen-do la metodica standard ONORM

M6232 (1995). Sono stati inoltrevalutati i livelli trofico-funzionalidelle diverse comunità macroben-toniche rinvenute (MOOG, 1995) egli EPT-taxa, (LENAT e PENROSE,1996).

Periodo di campionamentoLe analisi qualitative sono

iniziate, nella stazione A, quattrogiorni dopo la comparsa dell’ac-qua, il 12 settembre 2001 e si sonoprotratte fino al 27 novembre, perun totale di sei campionamenti.Nella stazione B l’acqua ha fatto lasua comparsa il 20 settembre e leanalisi sono cominciate sei giornidopo (il 26 settembre), protraendosifino al 13 dicembre, per un totaledi sei campionamenti (Tab. I).

Le analisi quantitative (Tab.I) sono state svolte l’anno successi-vo, esclusivamente nel ramo destrodi Maserada, in quanto il ramosinistro è sempre rimasto in asciut-ta. Esse hanno avuto inizio tre gior-ni dopo la comparsa dell’acqua, il7 agosto 2002, e si sono protrattefino al 31 ottobre, per un totale diotto campionamenti.

Si puntualizza che quando siparla di comparsa dell’acqua si in-tende acqua che scorre in superfi-cie in modo continuo.

Fig. 1. Rappresentazione cartografica dei quattro punti di campionamento A, B, Ce D. I primi due si trovano rispettivamente sul ramo sinistro, in località Cimadol-mo, e destro, in località Maserada, del fiume Piave. I punti C e D sono due stazionidi riferimento, in località Maradane e Candelù, poste a monte ed a valle delleGrave di Papadopoli e non vanno mai in asciutta totale.

ZANETTI et al. - Ricolonizzazione macrobentonica in ambiente naturale 183

Sessione Poster

RISULTATI

Anno 2001 - analisi qualitativeLe due stazioni di controllo C

e D sono caratterizzate da una IIclasse di qualità biologica, corri-spondente ad un ambiente con

moderati sintomi di alterazione, convalore di indice biotico variabiletra 8, nella stazione di Maradane, e8-9 in quella di Candelù (Tab. II).Si precisa che le comunità macro-bentoniche prese come riferimentosono state valutate sia in base aicampionamenti qualitativi e quan-titativi effettuati durante questa spe-rimentazione sia in base ai datistorici della Provincia di Trevisorelativi ai medesimi tratti di fiumePiave oggetto del presente studio(LORO et al., 1990; ZANETTI et al., 1997;ZANETTI et al., 1998; ZANETTI et al.,2001; ZANETTI et al., 2002). Entram-be le comunità macrobentonichesono caratterizzate da un unico ple-cottero, appartenente al genereLeuctra, sostenuto da un solo gene-re di efemerottero piatto, Ecdyonu-rus.

Alla stazione C appartengonoinoltre altri due generi di efemerot-tero, Caenis e Baetis, una famigliadi tricotteri, Hydropsychidae, unadi coleotteri, Dryopidae, due di dit-teri, Chironomidae e Simuliidae,una di crostacei, Gammaridae, unadi gasteropodi, Physidae, due gene-ri di irudinei, Dina ed Erpobdella,ed infine due famiglie di oligocheti,Lumbricidae e Naididae.

Rispetto a quanto riscontratonella stazione a monte, la stazioneD è caratterizzata da un quartogenere di efemerottero, Ephemerel-la, dai coleotteri Elmidae al postodei Dryopidae e dall’assenza delsecondo irudineo Erpobdella.

Le due comunità sono quelletipiche di questo tratto biogeografi-co ma prive dei taxa più sensibilialle alterazioni dell’ambiente flu-viale. Bisogna peraltro sottolineareche il tratto a monte è influenzatodai rilasci dello sbarramento diNervesa della Battaglia e, non dimeno, dalle continue escavazioni erettifiche dell’alveo che rendonoinstabile l’ecosistema, sfavorendo-ne la colonizzazione, mentre il trat-

to a valle è condizionato soprattut-to dal regime di portata che risentedi numerosi affioramenti di subal-veo. Tra le due stazioni di controlloa monte e a valle non sono presentiaffluenti o scarichi.

Le due stazioni di monitorag-gio A e B evidenziano una notevoledifferenza nelle modalità di ricolo-nizzazione (Tab. II). Il ramo sini-stro di Cimadolmo è caratterizzatoda un’iniziale crescita del numerodi unità sistematiche che passanoda un minimo di 7, a settembre, adun massimo di 13, a fine ottobre, eda un assestamento finale a 10-11taxa in novembre. Parallelamenteanche il valore dell’indice bioticopassa da 5 a 7 tra settembre edottobre per poi diventare interme-dio tra 8 e 7 a fine novembre.

Nel ramo destro di Maseradail numero delle unità sistematichecresce fino a metà novembre, pas-sando da un minimo di 5 ad unmassimo di 10, ma nell’ultimo mo-nitoraggio effettuato a metà dicem-bre i taxa rinvenuti evidenziano unforte calo, scendendo a 6. Anche ilvalore di IBE, che tra settembre enovembre era andato migliorando,passando da 4 a 6-7, nell’ultimocampionamento peggiora diventan-do intermedio tra 6 e 5. Va conside-rato comunque il fatto che dal 5dicembre 2001 vi era stato un dra-stico calo di portata, tanto che ilramo sinistro era andato completa-mente in asciutta, come visibile intabella II.

Tutti i risultati ottenuti si sco-stano considerevolmente da quan-to rilevato nelle stazioni di control-lo.

I primi taxa che colonizzanoin maniera stabile e duratura en-trambi i rami del fiume Piave, Ci-madolmo e Maserada, sono gli efe-merotteri del genere Baetis, i ditteridelle famiglie Chironomidae e Si-muliidae e gli oligocheti della fami-glia Naididae (Tab. III). Queste quat-

Tab. I. Elenco dei giorni di campiona-mento in cui sono state effettuate leanalisi macrobentoniche qualitative(anno 2001) e quantitative (anno 2002).A sinistra della data di campionamen-to è riportato il numero progressivo deigiorni trascorsi dalla comparsa dell’ac-qua.

Campionamenti Qualitativi 2001

Staz. A: Ramo sinistro (Cimadolmo)09/09/01 comparsa acqua5/12/01 scomparsa acqua

Giorni Data4 12/09/01

18 26/09/0134 12/10/0151 29/10/0167 14/11/0180 27/11/01

Staz. B: Ramo destro (Maserada)20/09/01 comparsa acqua

Giorni Data6 26/09/01

23 12/10/0140 29/10/0156 14/11/0169 27/11/0185 13/12/01

Campionamenti Quantitativi 2002

Staz. A: Ramo sinistro (Cimadolmo)sempre in asciutta

Staz. B: Ramo destro (Maserada)05/08/02 comparsa acqua

Giorni Data3 07/08/029 13/08/02

16 20/08/0229 02/09/0240 13/09/0256 30/09/0265 9/10/0289 31/10/02

ZANETTI et al. - Ricolonizzazione macrobentonica in ambiente naturale184

Sessione Poster

tro unità sistematiche infatti com-paiono in quantità sufficiente peril computo dell’indice biotico appe-na dopo 4 giorni nel ramo sinistrodi Cimadolmo e permangono inmaniera stabile all’interno dellacomunità macrobentonica per tut-ta la durata della sperimentazione,con una sola eccezione riguardan-te i Simuliidae che sono risultati didrift sia nel primo campionamen-to, dopo 4 giorni dall’arrivo dell’ac-qua, che nel quinto rilievo, dopo67 giorni. Nel ramo destro di Mase-rada invece i medesimi taxa nonsono stati rinvenuti nel primo cam-pionamento, se non di drift,effettuato dopo sei giorni dall’arri-vo dell’acqua, ma dal ventitreesi-mo giorno all’ottantacinquesimogiorno entrano a far parte stabiledella comunità. Tale repentina com-parsa fa pensare che i quattro taxaabbiano ricolonizzato entrambi irami del fiume Piave tramite tra-sporto passivo (drift). È interessan-te osservare come Baetis, Simulii-dae e Chironomidae siano conside-rati organismi discretamente sog-getti al fenomeno del drift (IRSA-CNR, 2003), tanto che il numerominimo di presenze richiesto per ilcalcolo dell’IBE è 8. Il numero dipresenze minime per i Naididae èinvece 1, poiché tali organismi sonoconsiderati scarsamente soggetti adrift. I risultati di questo studiosembrano tuttavia in contrasto contale indicazione in quanto collo-cherebbero i Naididae tra i taxamaggiormente soggetti al trasportopassivo.

Per giungere ad una stabile estrutturata colonizzazione devonotrascorrere circa 50-55 giorni inentrambi gli ambienti oggetto d’in-dagine. Infatti questo è il lasso ditempo necessario alla comparsadell’efemerottero Ecdyonurus innumero sufficiente ad essere consi-derato come unità sistematica peril calcolo dell’indice biotico. Que-

st’ultimo, oltre che tipicamente reo-filo, è il taxa più sensibile alle tur-bative ambientali tra tutti quellirinvenuti. Dopo una cinquantinadi giorni, nel ramo sinistro di Ci-madolmo, Ecdyonurus viene inoltreaffiancato da un altro efemerotteroappartenente al genere Caenis e daltricottero Hydropsychidae, mentreper il ramo destro di Maserada bi-sogna attendere ancora oltre 10 gior-ni per l’arrivo di Caenis. Come giàevidenziato da altri autori (ROSSI etal., 2003) Ephemerella risulta parti-colarmente sensibile all’assenzad’acqua. Nel presente studio è l’ul-timo efemerottero a comparire al-l’interno della comunità macroben-tonica nel ramo di Cimadolmo,mentre in quello di Maserada restasempre di drift. Va sottolineato d’al-tro canto che Ephemerella non è

stata rinvenuta nella stazione dicontrollo a monte, mentre è presen-te in quella a valle. È quindi ipotiz-zabile, per questo tratto, una rico-lonizzazione attiva, tramite sfarfal-lamento ed ovodeposizione. La clas-sificazione specifica ha indentifica-to Ephemerella ignita che è caratte-rizzata da un ciclo vitale univolti-no (RIANO et al., 1997) e sfarfalla afine estate per deporre le uova, chehanno un tempo di sviluppo di po-chi mesi. Anche le dimensioni dellelarve rinvenute, estremamente ri-dotte, farebbero supporre un’origi-ne legata al ciclo di sviluppo.

Il plecottero del genere Leu-ctra, presente in entrambe le stazio-ni di riferimento, non viene mairinvenuto nelle due stazioni di stu-dio, se non di drift una sola voltanella stazione B, 6 giorni dopo la

Tab. II. Risultati dell’I.B.E. nei sei campionamenti svolti nelle stazioni A (Cima-dolmo) e B (Maserada) e nelle due stazioni di riferimento C (Maradane) e D (Can-delù).

Staz. A: Ramo sinistro (Cimadolmo)Data Giorni US IBE CQ

12/09/01 4 7 5 IV26/09/01 18 7 5 IV12/10/01 34 10 5-6 IV-III29/10/01 51 13 7 III14/11/01 67 10 6-7 III27/11/01 80 11 8-7 II-III

Staz. B: Ramo destro (Maserada)Data Giorni US IBE CQ

26/09/01 6 nd nd nd12/10/01 23 5 4 IV29/10/01 40 7 6 III14/11/01 56 7 6 III27/11/01 69 10 6-7 III13/12/01 85 6 6-5 III-IV

Staz. di riferimento C (a monte delle Grave di Papadopoli)US IBE CQ

14 8 II

Staz. di riferimento D (a valle delle Grave di Papadopoli)US IBE CQ

15 8-9 II

ZANETTI et al. - Ricolonizzazione macrobentonica in ambiente naturale 185

Sessione Poster

Tab. III. Elenco dei taxa rinvenuti nelle stazioni A (Cimadolmo) e B (Maserada) e nelle due stazioni di riferimento C(Maradane) e D (Candelù). Per ogni taxon si riporta il numero di individui osservati nel campione (solo per taxon di drift) ouna stima dell’abbondanza con il seguente criterio: I= sicuramente presente, L= abbondante, U= dominante. I taxa conside-rati di drift sono segnalati con un asterisco.

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Sessione Poster

comparsa dell’acqua.Considerando gli organismi

appartenenti agli EPT-taxa (Efeme-rotteri, Plecotteri e Tricotteri) (Fig.2), si evince che nel ramo sinistrodel Piave, dopo un assestamentoiniziale, il valore di ETP tende adaumentare fino a raggiungere unmassimo di 11 nell’ultimo campio-namento di novembre. Tale valoreè comunque inferiore rispetto aquanto rinvenuto nelle stazioni dicontrollo di Maradane (13) e diCandelù (15).

Il ramo destro è invece carat-terizzato da un aumento del valoredell’ETP durante i primi quattrocampionamenti, in cui passa da unminimo di 1 ad un massimo di 10,mentre negli ultimi due cala fino atornare a valori inferiori a 5. An-che in questo caso le due stazionidi controllo sono caratterizzate davalori di EPT superiori.

Le analisi qualitative hannoevidenziato che la comparsa di ac-qua fluente con le modalità e lequantità registrate, per un periododi quasi 90 giorni, non sono anco-ra sufficienti per ricreare una stabi-le comunità macrobentonica. In-fatti il valore dell’indice biotico re-sta sempre inferiore a quanto rile-vato nelle due stazioni di controlloC e D ed inoltre le unità sistemati-che rinvenute (Fig. 3) non raggiun-gono i valori di riferimento, eviden-ziando una bassa biodiversità. Gliorganismi appartenenti agli EPT-taxa (Efemerotteri, Plecotteri e Tri-cotteri), molto esigenti nei riguardidelle modificazioni ambientali,sono numericamente inferiori aquanto atteso.

Anno 2002 - analisi quantitativeI dati ottenuti dalle analisi

quantitative sono stati elaborati inmodo tale da verificare le variazio-ni di densità macrobentonica, lacomposizione a livello di singolitaxa della comunità rinvenuta e la

ripartizione dei diversi ruoli trofi-co-funzionali.

L’analisi è stata particolar-mente difficile a causa dell’instabi-lità del regime idraulico, caratteriz-zato da due picchi di piena e da unultimo periodo con forti oscillazio-ni di portata, causati sia dalle in-tense precipitazioni sia da mano-vre idrauliche dell’Enel e del Con-sorzio di Bonifica, operate a montedelle Grave di Papadopoli dalla tra-versa di Nervesa della Battaglia.

A) analisi della variazione della densi-tà macrobentonica ( ind./m²) neltempo

Nella figura 4 è possibile se-guire l’andamento della densità nelramo destro di Maserada (stazioneB) e nelle due stazioni di riferimen-to poste a monte (C, Maradane) e avalle (D, Candelù). A causa dell’in-stabilità del regime idraulico nonsi assiste ad una ricolonizzazione

con andamento crescente nel tem-po, ma il trend evolutivo si presen-ta piuttosto irregolare.

In particolare l’andamentodella densità degli individui è con-siderevole solo nei rilievi effettuatitra il ventinovesimo ed il quarante-simo giorno dopo l’arrivo dell’ac-qua fluente, in corrispondenza diuna portata costante e senza gran-di variazioni, che perdurava da qua-si 30 giorni.

Le continue oscillazioni diportata hanno destabilizzato la co-munità e soprattutto i due picchi dipiena ne hanno provocato un de-pauperamento per effetto “washingaway” della componente biotica(Fig. 5). Infatti è come se la coloniz-zazione ripartisse da un parzialeazzeramento. Nel periodo in cui irilasci rimangono mediamente co-stanti invece, dal 18 agosto al 23settembre, si evince che il fiumePiave riesce a produrre notevoli

Fig. 2. Incidenza degli EPT-taxa in termini di abbondanza relativa nella stazioneA (Cimadolmo) e B (Maserada).

Fig. 3. Confronto tra il numero totale di unità sistematiche valide per il calcolodell’I.B.E. rinvenute nella stazione A (Cimadolmo) e B (Maserada) con quantorilevato nelle due stazioni di riferimento C (Maradane-monte) e D (Candelù-val-le).

187

Sessione Poster

B) Analisi della ricolonizzazione deisingoli taxa

Dalle analisi quantitativeemerge che i taxa ad arrivare perprimi a colonizzare stabilmente idue tratti di alveo oggetti di studio,sono sempre gli efemerotteri del ge-nere Baetis, i ditteri della famigliaChironomidae e gli oligocheti dellafamiglia Naididae (Tab. IV). Rispet-to alle analisi qualitative mancanoi ditteri della famiglia Simuliidaeche sono stati rinvenuti in numeroconsiderevole solo nel campiona-mento effettuato dopo 29 giorni eche comunque non facevano parteintegrante delle due comunità diriferimento poste a monte e a valle.

Gli efemerotteri Caenis edEcdyonurus continuano ad eviden-ziare una particolare difficoltà allacolonizzazione, anche se sembra-no ricolonizzare prima gli ambien-ti di studio.

In tutti i campionamenti ef-fettuati i crostacei Gammaridaesono risultati assenti o presenti innumero esiguo; questo dato, asso-ciato al fatto che nelle stazioni dicontrollo C e D tale taxon è statorinvenuto con una buona densità,lascia presumere che questi crosta-cei, pur soggetti in modo significati-vo al fenomeno di drift, non riesca-no a colonizzare l’area di studio.Le cause di questo comportamentosono riconducibili certamente altipo di alimentazione. I Gammari-dae, che nel nostro caso sono rap-presentati dalla specie Echinogam-marus stammeli (S. Karaman), a con-ferma della distribuzione di questaspecie sull’asta principale del Pia-ve (RUFFO et al., 1988), sono tritura-tori, che si cibano quindi di parti-colato organico grossolano (CPOM),difficilmente rinvenibile nella zonadella Grave di Papadopoli sia perla scarsa ritenzione, condizionatada un alveo costituito in prevalen-za da ghiaie e ciottoli facilmentemovibili, sia anche dalla mancan-

za di macrofite acquatiche che intale ambiente non riescono a svi-lupparsi.

Se si considera il numero del-le unità sistematiche (Fig. 6) si ri-mane sempre discretamente distan-ti dai valori registrati a monte e avalle, sintomo del mancato raggiun-gimento di una comunità macro-bentonica stabile e ben organizza-ta e ciò a discapito di una correttabiodiversità del sistema.

C) Analisi dei livelli trofico-funzionaliI risultati delle analisi dei li-

velli trofico-funzionali (Fig. 7), secomparati rispetto a quanto attesosecondo il River Continuum Concept(VANNOTE et al., 1980), per le stazio-ni di riferimento C e D, mostracome la percentuale di filtratori ri-sulti sempre molto bassa; i raccogli-tori, che con l’aumentare dell’ordi-ne dei fiumi hanno un ruolo sem-pre più predominante, sono il grup-po maggiormente rappresentato econ percentuali maggiori rispetto aquanto atteso.

I raschiatori sono presentinelle stazioni di riferimento conpercentuali più basse, mentre i tri-turatori ed i predatori con valoripercentuali leggermente più eleva-

Fig. 4. Andamento della densità di in-dividui nella stazione B (Maserada) enelle due stazioni di controllo poste amonte (stazione C, Maradane) e a valle(stazione D, Candelù).

Fig. 5. Confronto tra l’andamento del-la densità degli individui/m2 (area gri-gia) ed i rilasci idrici (linea continua).

Fig. 6. Confronto tra il numero delleunità sistematiche rilevate durante icampionamenti quantitativi nella sta-zione A (Maserada) e le due stazioni diriferimento C (Maradane) e D (Can-delù).

Fig. 7. Confronto tra la ripartizione deiruoli trofico-funzionali rinvenuti nel-le due stazioni di controllo C e D e ne-gli otto campioni effettuati nel ramodestro di Maserada (stazione B) con lacatena alimentare tipo del tratto me-dio del fiume Piave secondo il “RiverContinuum Concept”.

quantitativi di biomassa, presentan-do una comunità macrobentonicala cui densità risulta in continuacrescita, fino a superare, a distanzadi 26 giorni, addirittura quella rile-vata nelle stazioni di controllo amonte e a valle.

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Sessione Poster

Tab. IV. Comparsa temporale e densitaria dei singoli taxa nella stazione B (Maserada) e nelle due stazioni di riferimento C(Maradane) e D (Candelù).

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Sessione Poster

ti. Questa situazione è probabilmen-te condizionata dall’instabilità delsistema che risente delle turbativegià citate in precedenza.

Durante il periodo di ricolo-nizzazione non si nota un costantetrend evolutivo, ma emerge comun-que sempre un eccesso di predatori,che si mantengono mediamente in-torno al 25%, mentre i trituratoritendono a scomparire per lunghiperiodi. Ciò può essere messo inrelazione alla mancanza di riten-zione del sistema, condizionata siadai lunghi periodi di asciutta siadal substrato facilmente movibile(in prevalenza ciottoli e ghiaia) conconseguente scarsa presenza di par-ticolato organico grossolano(CPOM).

I raschiatori invece, raggiun-gono una percentuale sufficiente-mente elevata già a partire dai pri-mi giorni di colonizzazione.

Dai risultati delle analisiquantitative si evince che, mentrecome densità si superano i valoridelle stazioni di riferimento a mon-te e a valle, gli individui presentisono caratterizzati da una bassadiversità e, soprattutto, costituitidalle forme meno sensibili alle tur-bative ambientali, come già eviden-ziato dalle analisi qualitative.

CONCLUSIONISia l’analisi qualitativa che

quella quantitativa hanno eviden-ziato che i primi taxa a comparireed a colonizzare in modo stabilel’alveo del fiume Piave sono gliefemerotteri del genere Baetis, i dit-teri della famiglia Chironomidae egli oligocheti della famiglia Naidi-dae, mentre gli efemerotteri del ge-

nere Ephemerella, Caenis ed Ecdyo-nurus necessitano di un lasso tem-porale compreso circa tra i 50 ed i60 giorni. Leuctra, l’unico plecotte-ro presente nelle stazione di riferi-mento, non entra mai a far parteintegrante della comunità macro-bentonica.

L’efemerottero Ecdyonurus,risultato appartenente alla specieaurantiacus (Burmeister), è caratte-rizzato da ciclo vitale tipicamenteunivoltino (BAUERNFEIND, 1997) e,tra i macroinvertebrati rinvenuti, èil taxon maggiormente sensibile alleturbative dell’ambiente fluviale. Èparticolarmente interessante nota-re come la comparsa di questa uni-tà sistematica coincida con unacomunità macrobentonica abbastan-za ben strutturata ed avvenga inun lasso di tempo compreso tra i 40ed i 50 giorni, in entrambi gli annid’indagine.

In conclusione, dai risultatiemersi e dal confronto tra l’analisiquantitativa e quella qualitativaemerge che :– i primi colonizzatori sono gli

efemerotteri del genere Baetis, iditteri della famiglia Chirono-midae e gli oligocheti della fa-miglia Naididae. Ciò risulta so-stanzialmente in linea conquanto già descritto da altri au-tori (SILIGARDI e CIUTTI, 1996);

– per quanto concerne gli oligo-cheti appartenenti alla famigliaNaididae sembra essere smenti-ta la loro scarsa predisposizioneal fenomeno del drift;

– Ephemerella, appartenente allaspecie ignita (Poda), si dimostrauna specie sensibile, in accordocon quanto descritto da altri

autori (ROSSI et al., 2003) e com-pare nella comunità molto tar-di;

– il tempo necessario ad una com-pleta ricolonizzazione dell’am-biente fluviale in condizioninaturali sembra essere maggio-re rispetto ai dati bibliografici(CIUTTI et al., 2001; BALDACCINI etal., 1999);

– anche nel periodo in cui com-pare l’acqua fluente in superfi-cie, la ricolonizzazione è infi-ciata dalle cospicue variazionidi portata.

Pertanto in un ambiente na-turale dove l’acqua fluente in su-perficie è presente solo in pochimesi dell’anno, un sistema di rila-sci idrici da monte, con cospicuevariazioni di portata, non è in gra-do di assicurare una corretta rico-lonizazzione anche dopo circa 90giorni.

Questo dato è particolarmen-te interessante nell’ottica dell’otti-mizzazione dei rilasci previsti dalrispetto del Deflusso Minimo Vita-le. Infatti pare dimostrato, anchedai risultati di questo studio, chenon è con i valori medi di portatache bisogna ragionare, ma con ivalori istantanei, in quanto repen-tine variazioni di portata ostacola-no i normali cicli biologici degliecosistemi dulciacquicoli e mina-no alla base la funzionalità stessadel sistema.

TE…oltre il 2000”, Venezia 22-23novembre 1996. CISBA, ReggioEmilia, 1999: 345-349.

BAUERNFEIND E., 1997. Discriminatine

RingraziamentiUn vivo ringraziamento per la fattivacollaborazione offertaci nella realizza-zione del presente studio va all’ammi-nistrazione provinciale di Treviso, al-l’ufficio pesca e al Settore Vigilanza.

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190

Sessione Poster

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191

Sessione Poster


Qualità delle acque del torrente Boesio in relazioneall’entrata in funzione del depuratore di Casalzuigno (VA)

Valeria Roella1*, Cristina Borlandelli1, Stefano Cortelezzi2

1 A.R.P.A. della Lombardia – Dipartimento di Varese, Via Campigli, 5 - 21100 Varese

2 SOGEIVA S.p.A., Via Peschiera, 20 - 21100 Varese

* Referente per la corrispondenza (fax 0332/313161; [email protected])

RIASSUNTOLo studio, svolto dal Dipartimento di Varese dell’ARPA e SOGEIVA S.p.A. Varese Ambiente negli anni 2001-2003 havalutato la qualità delle acque del torrente Boesio in seguito all’entrata in funzione dell’impianto di depurazione diCasalzuigno. In tre stazioni limitrofe all’impianto sono stati effettuati campionamenti ed analisi chimiche, chimico-fisiche,microbiologiche, biologiche (I.B.E.) e misure di portata. È stato applicato l’I.F.F. (Indice di Funzionalità Fluviale) sul trattodel torrente comprendente le tre stazioni. Sono state altresì rilevate le caratteristiche chimiche e microbiologiche delleacque di scarico dell’impianto di depurazione.Dai risultati ottenuti e dal confronto con dati pregressi si evince che l’entrata in funzione dell’impianto di depurazione hacontribuito ad un miglioramento della qualità delle acque del tratto considerato del torrente Boesio. Tale miglioramento èevidenziato soprattutto dai valori dell’I.B.E. delle stazioni di confronto: dalla IV classe di qualità si è passati ad una II negliultimi due campionamenti effettuati. Tuttavia permangono alcune problematiche: infatti in due tratti dei tre considerati nelpresente studio la qualità ambientale corrisponde ancora ad un giudizio scadente. Si ipotizza che almeno parte dell’attualecarico inquinante insistente sul Boesio derivi dal dilavamento dei terreni circostanti adibiti ad uso agricolo. Si è quindielaborata un’ipotesi di trattamento attraverso conferimento al depuratore di Casalzuigno di parte dei liquami utilizzati intali terreni al fine di migliorare ulteriormente la qualità del torrente Boesio.

PAROLE CHIAVE: qualità acque superficiali / depurazione acque reflue / IBE / IFF

Boesio River’s water quality, after the activation of the Casalzuigno waste water plantThe study made in 2001-2002 by ARPA’s Varese department & Sogeiva SPA Varese Ambiente measured the the BoesioRiver’s water quality, after the activation of the waste water plant in Casalzuigno. Flow rate measures were made in the threestations in the river, near the water treatment plant. Not only river’s water samples but also water in and out from the wastewater plant were taken in order to chemical, chemical-physical and microbiological analyses and flow rate measures. Bothbiological index (EBI) and functionality river index (I.F.F.) were also applied.The study shows an improvement of the river water quality, if we compare the results to the past ones. The biological indexgives a good quality judgment (II class) in two stations analized and it is better than the last classification (IV class). However,some issues: the environment quality is poor in two considered sites. We believe that the washout from the bounding landscould be the main cause of the Boesio’s present pollution. Probably Boesio’s water quality could improve if a part of themanure would be treated in the Casalzuigno waste water plant.

KEY WORDS: river water quality / waste water plant / EBI / functionality river index.

INTRODUZIONEIl torrente Boesio scorre nella

parte nord della Provincia di Vare-se; nasce alle pendici della paretenord del Campo dei Fiori, attraver-

sa la Valcuvia e sfocia nel lagoMaggiore, a Laveno. In località Ca-salzuigno, a pochi chilometri dallasorgente, è entrato in funzione, nel

giugno 2001, un impianto di depu-razione, realizzato per il trattamen-to delle acque reflue di alcuni co-muni limitrofi. L’impianto di Ca-

ROELLA et al. - Qualità delle acque del torrente Boesio192

Sessione Poster

salzuigno, di tipo biologico, è statoprogettato per una potenzialità paria 13800 A.E., una portata mediagiornaliera di 3336 mc e una porta-ta di punta di 558 mc/h ed è cosìstrutturato: grigliatura grossolanae sollevamento, grigliatura fine mec-canizzata e automatica, dissabbia-tura e disoleatura, denitrificazionebiologica anaerobica, ossidazionee nitrificazione biologica, sedimen-tazione, defosfatazione e filtrazio-ne, clorazione, sollevamento fan-ghi di ricircolo e supero, ispessi-mento fanghi e disidratazione mec-canica fanghi.

Lo scopo della presente inda-gine, svolta negli anni 2001-2003in collaborazione tra il Dipartimen-to di Varese dell’ARPA e la societàSOGEIVA S.p.A., gestore dell’impian-to, è stato quello di caratterizzare ilcorso d’acqua nel periodo prece-dente e successivo all’entrata in fun-zione dell’impianto e di definire lecaratteristiche delle acque reflue deldepuratore in ingresso ed in uscita.

MATERIALI E METODIA partire dal tratto del torren-

te posto a monte dell’impianto sonostate preliminarmente individuatetre stazioni di campionamento (Fig.1):1) a monte dello scarico dell’im-

pianto di depurazione di Casal-zuigno e dello scarico di un in-sediamento produttivo (tinto-stamperia);

2) a valle dello scarico della tinto-stamperia;

3) a valle dello scarico dell’impian-to di depurazione.

Le indagini sono state effet-tuate negli anni 2001-2003, sia sultorrente che sulle acque dell’im-pianto di depurazione in ingressoed in uscita. Il monitoraggio haavuto inizio nel mese di aprile, pri-ma dell’entrata in funzione dell’im-pianto e si è protratto fino ai primimesi del 2003.

Fig. 1. Stazioni di prelievo, impianto di depurazione, torrente Boesio

Nelle tre stazioni di campio-namento del torrente Boesio sonostate eseguite analisi chimiche emicrobiologiche seguendo le indi-cazioni del D. Lgs. 152/99, inerentiil monitoraggio e la classificazionedelle acque superficiali. Sono statiricercati i parametri definiti macro-descrittori, utili per la classificazio-ne dello stato ecologico del tratto ditorrente oggetto di indagine, oltread altri, sia chimico-fisici che mi-crobiologici, al fine di una valuta-zione più completa della qualitàdelle acque.

L’indagine biologica è stataeffettuata stagionalmente, applican-do l’ Indice Biotico Esteso (GHETTI,1997).

Per le misure di portata e ve-locità della corrente è stato utiliz-zato uno strumento tipo “SIGMA950 – Air Velocity” per le misure diflusso nei canali aperti mediante ilprincipio Doppler.

Al fine di completare l’indagi-ne con dati riferiti all’ambiente flu-viale nel suo complesso, è stato ap-plicato l’Indice di Funzionalità Flu-viale (SILIGARDI et al., 2000) per untratto del torrente di circa 2 km,comprendente una zona a monte

ed una a valle dell’impianto nel-l’area relativa al monitoraggio chi-mico, microbiologico e biologico.

Lo stato di qualità ambienta-le è stato definito sulla base dellostato ecologico e dello stato chimi-co del corpo idrico.

Anche per quanto riguarda leacque in ingresso ed uscita dal de-puratore, si è fatto riferimento allanormativa vigente (D. Lgs. 152/99allegato 5, tabelle 1, 2, 3); nel corsodella campagna sperimentale sonostati individuati i parametri richie-sti dalla stessa, più altri utili peruna più completa caratterizzazio-ne della funzionalità dell’impian-to.

RISULTATI E DISCUSSIONEI dati di alcuni macrodescrit-

tori, ritenuti di maggiore interesseper meglio rappresentare le indagi-ni effettuate, sono esposti nelle fi-gure 2-7. Da essi si evince che:– in riferimento al carico organi-

co (Fig. 2 e 3), si può osservareche l’apporto alla stazione 1 èsempre inferiore rispetto alle al-tre due, che sono molto simili.Ciò confermerebbe l’ipotesi cheil carico organico non derivi dal

12

3

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Sessione Poster

depuratore ma dal canale diadduzione dell’industria limitro-fa. L’andamento dei parametri,nelle tre stazioni è comunquepiuttosto simile: ciò potrebbe es-sere dovuto ad una presenza diinquinamento diffuso di fondoanche a monte di accertati sca-richi ed al dilavamento dei cam-pi laterali al corso d’acqua chevengono coltivati e concimatiperiodicamente;

– si osserva un incremento dei ni-trati nella stazione 3, come con-seguenza dei corretti processidepurativi dei composti dell’azo-to. L’andamento dello ione am-monio riconferma in generalequanto considerato, pur eviden-ziando situazioni puntiformi didiminuzione della resa depura-tiva. Si notino i picchi nelle sta-zioni 1 e 2 spiegabili come effet-to del dilavamento dei campicoltivati e concimati adiacentil’asta del Boesio (Fig. 4 e 5);

– anche l’andamento del fosforototale, rappresentato nella figu-ra 6, è simile nelle tre stazioni,

Tab. II. Stato ecologico delle tre stazioni di indagine

L.I.M. O2 disciolto BOD5 COD Azoto Azoto Fosforo Escherichia IBE100-OD ammoniac. nitrico totale Coli

STAZ. 1 75° perc. 27 3,3 12 0,32 2,4 0,09 2625 Media 7 classe 3STAZ. 2 75° perc. 39 7,3 28 0,26 2,4 0,48 4350 Media 7 classe 3STAZ. 3 75° perc. 36 8,0 28 0,57 2,9 0,50 9488 Media 7 classe 3

STAZ. 1 20 40 20 20 20 40 20 Somma 180 liv. 3 classe 3STAZ. 2 10 20 5 20 20 10 20 Somma 105 liv. 4 classe 4STAZ. 3 10 20 5 10 20 10 10 Somma 85 liv. 4 classe 4

STATO ECOLOGICOSTAZ. 1 CLASSE 3STAZ. 2 CLASSE 4STAZ. 3 CLASSE 4

Tab. I. Valori di I.B.E.

Fig. 2. Andamento del COD nel T. Bo-esio.

Fig. 3. Andamento del BOD5 nel T. Bo-esio.

Fig. 4. Andamento dell’azoto nitrico nelT. Boesio.

Fig. 5. Andamento dell’azoto ammonia-cale nel T. Boesio.

Fig. 6. Andamento del fosforo totale nelT. Boesio.

Fig. 7. Andamento di E. coli nel T. Boe-sio.

ROELLA et al. - Qualità delle acque del torrente Boesio194

Sessione Poster

pur registrando valori inferiorinella stazione 1, a monte delcanale ove scarica l’industriagià citata: pertanto si ipotizzache tale incremento sia dovutoai detergenti usati dall’aziendain fase di lavorazione;

– infine la figura 7, relativa ad E.coli, conferma che il refluo inuscita dall’impianto incremen-ta la concentrazione microbicadelle acque fluviali e che, inseguito all’entrata in funzionedella disinfezione, nei primi mesidel 2003, la carica batterica èdiminuita sensibilmente.

I risultati relativi ai valori diI.B.E., riassunti nella tabella I, in-dicano che in generale lo stato delcorso d’acqua si presenta un po’più critico a valle dello scarico del-l’impianto, nella stazione 3 di Ca-salzuigno, anche se si nota un net-to miglioramento negli ultimi cam-pionamenti del 2002 (I.B.E. pari a9 e 8), rispetto ai mesi precedenti;nelle stazioni a monte dello scaricodell’impianto di depurazione l’am-biente si presenta non alterato sen-sibilmente, con valori di I.B.E. paria 9 e 10 alla fine del 2002. I valoripeggiori sono stati registrati in perio-di di siccità, ove la portata e laconcentrazione di ossigeno disciol-to erano scarse, seguiti da fasi diportata tipici dei periodi di pioggiaintensa che hanno comportato unintenso dilavamento dei substrati.

Stato ecologicoIn base ai risultati ottenuti e

secondo quanto previsto dal D. Lgs.152/99, sono stati calcolati il livel-lo di inquinamento espresso daimacrodescrittori e lo stato ecologi-co dei tratti considerati come indi-cato nella tabella II.

A conferma di quanto già de-scritto precedentemente si nota un

Tab. III. Valori di I.F.F. ottenuti neitratti considerati

Staz. I.F.F. I.F.F. L.F. L.F.sx dx sx dx

1 231 158 II III2 195 195 II/III II/III3 156 156 III III4 175 140 III III5 131 131 III III6 165 160 III III7 160 195 III II/III

Fig. 8. Misura della portata idraulica.

Fig. 9. Andamento di E. coli nel periodo d’indagine.

peggioramento nelle stazioni 2 e 3;l’abbassamento dalla classe 3 allaclasse 4 è da attribuirsi al punteg-gio definito dai macrodescrittori.

Si riportano nella tabella III ivalori di I.F.F. ottenuti nei settetratti considerati che sono presso-chè costanti ed in generale traduci-bili in un giudizio di mediocrità.

ROELLA et al. - Qualità delle acque del torrente Boesio 195

Sessione Poster

Tab. IV. Parametri chimico-fisici misurati all’ingresso e uscita impianto

parametri pH COD BOD5 N-NO2 N-NO3 N-NH4 Ptot SS105°Cmg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L

IN impianto 8 119 42 0,15 1,8 14,0 2,14 60OUT impianto 8 20 7 0,14 7,25 1,63 0,82 6

Sul territorio insistono alcunifattori che influenzano negativa-mente la funzionalità fluviale: lecolture stagionali o permanenti, leformazioni arboree o arbustive nonriparie ed i fenomeni erosivi dellesponde.

Nella figura 8 sono riportatele portate trattate dal depuratore e,in figura 9, i valori medi relativi alparametro microbiologico E. coli inuscita dall’impianto; quest’ultimoha fatto registrare valori elevati, insintonia con il fatto che la sezionedi disinfezione con ipoclorito di so-dio è stata avviata ad inizio 2003.Si è verificato che, a partire daquesto periodo, E. coli e tutte lespecie microbiologiche ricercatehanno subito un netto decremento.

In tabella IV vengono riporta-ti i valori medi dei principali para-metri chimico-fisici misurati in in-gresso ed uscita impianto. Le con-centrazioni dei parametri in ingres-so impianto non sono risultate par-ticolarmente elevate, probabilmen-te per un effetto diluente derivato

dalle acque chiare miste a quellenere. Le rese depurative sono statecostantemente soddisfacenti.

CONCLUSIONIL’entrata in funzione dell’im-

pianto di depurazione di Casalzui-gno ha sicuramente contribuito adun miglioramento della qualità del-le acque del tratto considerato deltorrente Boesio.

Dalla determinazione dellostato ecologico, appare evidente chepermangono alcune problematiche.Infatti, ai sensi del D. Lgs. 152/99(art.5) “entro il 31 dicembre 2008,ogni corpo idrico superficiale clas-sificato o tratto di esso deve conse-guire almeno i requisiti di suffi-ciente di cui all’allegato 1”, mentre

in due tratti dei tre considerati nelpresente studio la qualità ambien-tale corrisponde attualmente ad ungiudizio scadente.

Si ritiene che almeno partedegli inquinanti derivino dal dila-vamento dei terreni circostanti adi-biti ad uso agricolo e sui qualivengono distribuite notevoli quan-tità di liquami zootecnici prodottida una azienda agricola limitrofaall’impianto.

È ipotizzabile un conferimen-to di parte di questi liquami diretta-mente al depuratore di Casalzui-gno, così da diminuire il caricoorganico gravante sul torrente Boe-sio e perseguire ugualmente unabuona resa depurativa dell’impian-to.

Bibliografia

GHETTI P.F., 1997. Manuale di appli-cazione.- Indice Biotico Esteso(I.B.E.). I macroinvertebrati nelcontrollo della qualità degli am-bienti di acque correnti. Prov. auton.

di Trento. Agenzia provinciale per laprotezione dell’ambiente, 222 pp.




M., 2000. I.F.F., Indice di Fun-zionalità Fluviale. ANPA, APPATrento. Roma, 223 pp.

197

Sessione Poster


Qualità delle acque idonee alla vita dei pesci:otto anni di applicazione del D. Lgs. 130/92 in Trentino

Flavio Corradini, Cristina Cappelletti*, Giovanna FlaimIstituto Agrario San Michele all’Adige, Via E. Mach, 1 – 38010 San Michele all’Adige (TN)


RIASSUNTOSi espongono i risultati delle quattro campagne di indagine relative all’applicazione del D. Lgs 130/92 (sostituitosuccessivamente dal D. Lgs. 152/99) sui corsi d’acqua della provincia di Trento. Tale decreto, per la prima volta nellalegislazione nazionale, ha introdotto il concetto di multidisciplinarità delle indagini, affiancando alle tradizionali indaginichimico-microbiologiche l’uso dell’Indice Biotico Esteso. L’approccio integrato delle metodologie di indagine, poi ripreso informa obbligatoria da successive normative, si è dimostrato, anche in questo lavoro, il più appropriato, poiché permette dirilevare anche leggeri scostamenti della qualità.Gli ambienti individuati sono risultati di buona/ottima qualità e in conformità con la designazione e classificazione delleacque come “salmonicole”.

PAROLE CHIAVE: D. Lgs. 130/92 / D. Lgs. 152/99 / corsi d’acqua / Trentino

Quality of fresh waters necessary to support fish life: application of LC 130/92 in TrentinoThe results of water course monitoring in Trentino, in fulfilment of environmental decree LC 130/92, are presented. Thisdecree was the first that proposed the concept of a multidisciplinary survey, which later became obligatory in subsequentlyItalian environmental legislation. This integrated approach, utilising both chemical and biological methods, has proven tobe the best because it permits detection of even slight variations in water quality.The biological and chemical quality of the ten stations surveyed was excellent/good. These water courses could all beclassified as “trout streams”.

KEY WORDS: decree 130/92 / decree 152/99 / streams / Trentino

INTRODUZIONEIl D. Lgs. 130/92 (attuazione

della Direttiva 78/659/CEE sullaqualità delle acque idonee alla vitadei pesci) ha anticipato nei conte-nuti il D. Lgs. 152/99, in cui è statointegrato, e la Direttiva 2000/60/CE, incominciando ad introdurreun approccio multidisciplinare nel-le metodologie d’indagine nel cam-po della tutela delle acque dolci.Per una più estesa valutazione del-la qualità delle acque, infatti, oltreai tradizionali parametri chimico-fisici, il decreto individua per la

prima volta delle analisi biologiche(seppur facoltative) da effettuarsisui corpi idrici, in particolare per icorsi d’acqua, l’I.B.E., riconoscen-done di fatto l’importanza.

In questa sede si presentano irisultati sintetici delle quattro cam-pagne di indagine sui corsi d’ac-qua del Trentino, individuati ai sen-si del presente decreto, svolte nel1995, 1998, 2000 e 2002. Tale atti-vità è stata svolta dall’Istituto Agra-rio di San Michele all’Adige su inca-rico dell’Agenzia Provinciale per la

Protezione dell’Ambiente di Trento.

MATERIALI E METODIDurante il primo anno (1995)

l’indagine ha interessato sediciambienti di acqua corrente, diven-tati dieci nelle annate successive(1998, 2000, 2002). La Giunta Pro-vinciale ha individuato con pro-pria delibera ambienti acquatici dimedia montagna situati in zoneprotette o ai limiti delle stesse (Par-co Nazionale dello Stelvio, ParcoNaturale Adamello-Brenta, Parco

CORRADINI et al. - Acque idonee alla vita dei pesci in Trentino198

Sessione Poster

Naturale Paneveggio-Pale di SanMartino) e, pertanto, presumibilmen-te, di buona qualità (Tab. I).

Per una più completa valuta-zione della qualità delle acque, ol-tre alle analisi obbligatorie previstedall’allegato 2, sezione B della nor-mativa (D. Lgs. 152/99) (Tab. II),effettuate con modalità e tempisti-

ca previste dalla legge, sono statecondotte le analisi biologiche (IBE- un campionamento estivo), non-ché altre analisi chimiche accesso-rie (es. conducibilità, azoto nitrico).

Per i parametri chimico-fisicii metodi analitici e di campiona-mento impiegati sono quelli descrittinei “Metodi Analitici per le acque”

(IRSA-CNR, 1994). Per il campio-namento e la determinazione del-l’IBE è stato seguito il metodo de-scritto da GHETTI (1997).

RISULTATI E DISCUSSIONELa distribuzione sull’intero

territorio provinciale dei corsi d’ac-qua analizzati ha permesso di in-

Tab. I. Elenco degli ambienti oggetto di indagine.

QUOTABACINO COD CORPO D’ACQUA STAZIONE (m s.l.m.) PARCO

NOCE 1 Noce m.te confluenza Noce Bianco 1160 Parco Nazionale dello Stelvio2 Noce Bianco Cogolo valle 978 Parco Nazionale dello Stelvio3 Rabbies Fonti di Rabbi 1200 Parco Nazionale dello Stelvio4 Meledrio in chiusura di parco 800 Parco Adamello-Brenta

SARCA 5 Algone in chiusura di parco 906 Parco Adamello-Brenta6 Sarca Vallesinella m.te immissione rio Val Brenta 1270 Parco Adamello-Brenta7 Sarca di Genova tra bacino e Nardis 915 Parco Adamello-Brenta8 Ambies in chiusura di parco 850 Parco Adamello-Brenta9 Sarca di Nambrone in chiusura di parco 1000 Parco Adamello-Brenta

AVISIO 10 Travignolo monte bacino Forte Buso 1470 Parco Paneveggio-Pale di S. Martino

Tab. II. Analisi obbligatorie previste dall’allegato 2, sezione B della normativa (D. Lgs. 152/99).

Parametri Unità Valore guida Limite di legge

Temperatura acqua (max) °C 21.5 (°)

Ossigeno mg/L O2 ≥ 9 (50%) opp. ≥ 7 (100%) ≥ 9 (50%)pH 20 °C 6-9 (°)

Materiali in sospensione mg/L 25 (°) 60 (°)

BOD5 (O2) mg/L O2 3 5Fosforo totale mg/L P 0,07Nitriti (NO2) mg/L NO2 0,01 0,88Composti fenolici mg/L C6H3OH 0,01 **Idrocarburi di origine petrolifera mg/L 0,2 ***Ammoniaca non ionizzata mg/L NH3 0,005 0,025Ammoniaca totale (NH4) mg/L NH4 0,04 1Cloro residuo totale mg/L come HOCl 0,004Zinco totale* μgL Zn 300Rame μg/L Cu 40Tensioattivi (anionici) mg/L come MBAS 0,2Arsenico μg/L As 50Cadmio totale* μg/L Cd 0,2 2,5Cromo μg/L Cr 20Mercurio totale* μg/L Hg 0,05 0,5Nichel μg/L Ni 75Piombo μg/L Pb 10

(°) conformemente all’art. 13 sono possibili deroghe* disciolto più particolato** i composti fenolici non devono essere presenti in concentrazioni tali da alterare il sapore dei pesci*** i prodotti di origine petrolifera non devono essere presenti in concentrazioni tali da:

- produrre alla superficie dell’acqua una pellicola visibile o da depositarsi in strati sul letto dei corsi d’acqua o sul fondo dei laghi;- dare ai pesci un sapore percettibile di idrocarburi;- provocare effetti nocivi sui pesci.

CORRADINI et al. - Acque idonee alla vita dei pesci in Trentino 199

Sessione Poster

dagare ambienti naturalmente dif-ferenti. L’ampia diversità geologicasi riflette ad esempio, nella grandevariabilità dei valori di conducibi-lità dell’acqua dei siti seguiti (Fig.1). Le stazioni Sarca Val di Genova(7) e Sarca Nambrone (9) infatti,presentano un substrato siliceo,quelle sul Noce (1 e 2) e sul Rab-bies (3) un substrato misto e lerimanenti, calcareo

.I valori dei parametri chimi-ci sono risultati in genere inferiorio prossimi ai valori guida e comun-que, sempre inferiori ai limiti dilegge. Questo era del resto, il risul-tato atteso, data la collocazione, allimite di parchi o di riserve natura-li, delle stazioni d’indagine. Si èrilevata solo qualche traccia di ten-sioattivi anionici e di cloro attivoin alcune occasioni nelle stazionidel Noce, del Sarca di Genova e delTravignolo, indice di come, anchelimitati insediamenti abitativi, pro-duttivi e turistici presenti a monte,lascino il segno. Non si è evidenzia-to alcun problema invece, per ilcontenuto di metalli pesanti, an-che in relazione ad eventuali lorofonti naturali.

Si sono rilevati contenutimedi e mediani di fosforo totalesignificativamente più elevati (qual-che decina di μg/L) nei corsi d’ac-qua di origine glaciale, a seguitodella presenza di limi, a fronte di

valori molto bassi (in genere infe-riori a 10 μg/L) negli altri torrenti.Tali valori si sono registrati comun-que, solo nei prelievi effettuati abreve distanza da eventi piovosi, inrelazione con la presenza ed il tra-sporto di materiale solido in so-spensione (Tab. III).

Sempre bassi invece, di po-chissimi μg/L, con valori spesso allimite della soglia analitica, sonoapparsi i contenuti di fosforo-orto-fosfato in forma solubile. Oltre aquest’ultimo parametro, fra quellinon richiesti dalla normativa, è statoseguito nelle prime tre annate diindagine anche l’azoto nitrico (Fig.2), visto il suo importante ruolo nelciclo dell’azoto e nell’eutrofizzazio-ne di molte acque di fondovalle. Icontenuti, abbastanza stabili neltempo per ogni singola stazione,presentano differenze fra le stesse,riconducibili alle diverse tipologiee relative distribuzioni di coperturavegetale dei territori loro sottesi. Leconcentrazioni sono tendenzialmen-te tanto più alte quanto maggiorisono l’estensione dei bacini, la loroaltitudine media e lo spessore pedo-logico medio dei suoli.

A livello biologico si è riscon-trato un notevole grado di variabi-lità fra i diversi corsi d’acqua nellacomposizione e nella ricchezza intaxa della comunità macrobentoni-ca, che va interpretata in funzione

0

50

100

150

200

250

300

350

400

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

µS/c

m

1995 1998 2000 2002

Fig. 1. Andamento della conducibilità(media e deviazione standard) nelle di-verse stazioni e periodi di indagine.

Tab. III. Valori di fosforo totale (μg/L) espressi come mediana, valore minimo e massimo nelle diverse stazioni e periodi diindagine.

Stazioni 1995 1998 2000 2002mediana min max mediana min max mediana min max mediana min max

Noce 18 7 31 18 9 34 21 11 38 20 7 56Noce Bianco 26 9 133 21 10 198 36 20 196 50 7 95Rabbies 4 4 9 2 1 3 8 5 19 16 2 27Meledrio 4 3 15 6 2 28 6 3 14 4 3 21Algone 3 1 10 4 1 8 6 1 95 2 1 10Sarca Nambrone 9 3 25 19 4 46 25 5 150 12 4 28Sarca Vallesinella 1 1 1 4 3 5 4 2 7 3 0 5Sarca Val di Genova 18 4 59 15 5 47 19 4 59 50 1 115Ambies 3 1 4 6 3 12 5 3 8 5 0 10Travignolo 4 3 6 3 2 40 4 3 8 3 2 8

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

mg/

L

1995 1998 2000

Fig. 2. Andamento del contenuto inazoto nitrico (media e deviazione stan-dard) nelle diverse stazioni e periodidi indagine.

0

2

4

6

8

10

12

14

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

valo

re d

i I.B

.E.

1995 1998 2000 2002

Fig. 3. Andamento dell’I.B.E. nelle di-verse stazioni e periodi di indagine.

CORRADINI et al. - Acque idonee alla vita dei pesci in Trentino200

Sessione Poster

dell’ambiente, a volte estremamen-te rigido e oligotrofo, nonché infunzione delle oscillazioni e deglisbalzi di portata, a cui sono sogget-ti alcuni corsi d’acqua, specialmen-te quando a questi si aggiunge unacerta presenza antropica. Media-mente le comunità sono caratteriz-zate dalla presenza di un numeromedio-elevato di EPT taxa (sommadelle unità sistematiche -U.S.- diEfemerotteri, Plecotteri e Tricotte-ri) (Tab. IV), anche se si osservauna forte variabilità nel numero ditaxa di Plecotteri. Il minor numerodi U.S. di Plecotteri si osserva nellastazione 2 - Noce Bianco, con 2taxa nel campionamento del 1998e nella stazione 1 - Noce nel cam-pionamento del 2000. La stazione

2 presenta inoltre, sempre, il minornumero di U.S. di Ditteri.

In accordo con le aspettative,gli ambienti acquatici monitoratisono risultati di buona/ottima qua-lità biologica e in conformità conla designazione e classificazionedelle acque come “salmonicole”.

Una sola stazione di indagi-ne, quella sul torrente Noce Bianco(staz. 2), ha presentato nel corso ditutte le campagne di indagine, unaseconda classe di qualità I.B.E., cuicorrisponde un giudizio di qualitàdi “Ambiente con moderati sintomidi alterazione” (Fig. 3), in accordocon le analisi chimiche, che evi-denziavano una leggera polluzionein estate. Tale stazione risente in-fatti, pesantemente, delle sistema-

zioni idrauliche, delle notevoli ediscontinue oscillazioni di portata,nonché di una seppur limitata pre-senza residenziale, produttiva e tu-ristica della Val di Pejo.

CONCLUSIONIIn conclusione si può affer-

mare che l’approccio integrato del-le metodologie di indagine (chimi-che e biologiche) si è dimostrato ilpiù appropriato, poiché ha permes-so di rilevare anche leggeri scosta-menti di qualità, seppur poco signi-ficativi, imputabili sia all’impattoantropico (legati alla presenza diinsediamenti rurali o turistici), siaalla forte regimazione che caratte-rizza molte acque della provinciadi Trento.

Tab. IV. Numero di EPT taxa (somma delle unità sistematiche di Plecotteri, Efemerotteri e Tricotteri) e altri taxa nellediverse stazioni e periodi di indagine.

Stazioni 1995 1998 2000 2002EPT taxa altri EPT taxa altri EPT taxa altri EPT taxa altri

Noce 11 8 9 4 5 6 12 5Noce Bianco - - 5 10 10 8 8 6Rabbies 13 9 10 9 13 11 13 7Meledrio 9 10 11 11 11 10 13 7Algone 16 12 8 10 11 10 9 10Sarca Vallesinella 12 8 11 10 11 10 13 4Sarca di Genova 9 7 9 7 14 5 12 7Ambies 12 8 10 8 10 10 11 11Sarca di Nambrone 15 8 10 9 15 9 14 6Travignolo 11 6 13 10 13 8 10 7

BIBLIOGRAFIA

GHETTI P.F., 1997. Manuale di appli-cazione Indice Biotico Esteso (I.B.E.).I macroinvertebrati nel controllo dellaqualità degli ambienti di acque correnti.

Provincia Autonoma di Trento.Agenzia Provinciale per la Pro-tezione dell’Ambiente, Trento, 222pp.

I.R.S.A.-C.N.R., 1994. Metodi analiticiper le acque. Quaderni, 100. Istitutodi Ricerca sulle Acque, Roma, 342pp.

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Sessione Poster


Le carcasse di pesci come risorsadi energia nei sistemi fluviali

Tiziano Bo1*, Stefano Fenoglio2, Paolo Agosta2, Marco Cucco2

1 coll. A.R.P.A. Piemonte, Dipartimento di Alessandria, Via Trotti 17, 15100 Alessandria.

2 Di.S.A.V., Università del Piemonte Orientale, Via Bellini 25, 15100 Alessandria.

* Referente per la corrispondenza: Fax 0131-5137212; [email protected]

RiassuntoÈ stato analizzato il processo di decomposizione di carcasse di pesci in un torrente appenninico, indagando sulle modalitàdi colonizzazione ed uso di questa risorsa da parte delle comunità a macroinvertebrati. Nel maggio 2003 sono state dislocate56 trote morte in un tratto del torrente Visone (AL), disponendole in gruppi di sette. In quattro date successive da ciascungruppo è stata prelevata una trota, di cui sono stati determinati il peso e da cui sono stati estratti e classificati imacroinvertebrati colonizzatori. Le trote sono risultate un’importante risorsa, sfruttata direttamente o indirettamente da58 taxa (6964 individui) che hanno costituito comunità di colonizzatori sensibilmente differenti rispetto alla composizionedelle cenosi naturalmente presenti nel letto fluviale. I taxa più abbondanti sono risultati Chironomidae, Serratella ignita,Habrophlebia sp., Dugesia sp. e Protonemura sp. Raccoglitori di particellato fine e tagliuzzatori sono risultati i gruppifunzionali maggiormente rappresentati.

PAROLE CHIAVE: Carcasse / macroinvertebrati / colonizzazione

Fish carcasses as punctual resource in streamsIn this study, we analysed the decomposition of trout carcasses in a low-order Apennine stream, with the aim to examine themacroinvertebrate colonisation process. In May 2003, we put 56 dead rainbow trout (in the stream, placing seven sets (fourtrout each). At four dates, we removed one trout per set to measure its dry mass and determine the associated macroinverte-brate assemblage. Fifty-eight macroinvertebrate taxa (with 6965 individuals) colonised the carcasses. Chironomidae,Serratella ignita, Habrophlebia sp., Dugesia sp. and Protonemura sp. were the five most abundant taxa. In small, low-order,heterotrophic streams, fish carcasses represent an important resource and shelter for rich and diversified invertebrateassemblages

KEY WORDS: Carcasses / macroinvertebrates / colonization

non trascurabile, benchè puntifor-me, risorsa. Recenti studi relativialle dinamiche dei nutrienti neisistemi fluviali hanno evidenziatocome i processi di decomposizionedel materiale di origine animalesiano praticamente sconosciuti(MERRITT e WALLACE, 2000). Le in-formazioni relative a questo aspet-to dell’ecologia fluviale provengo-no sinora esclusivamente da studicondotti in Nord America (WIPFLI

et al., 2003), su popolazioni di sal-monidi anadromi. I macroinverte-brati sicuramente svolgono, in que-sto processo, un ruolo tanto impor-tante quanto sinora poco indagato(CHALONER et al., 2002). Esaminan-do il processo di decomposizione dicarcasse di Trota iridea (Oncorhyn-chus mykiss) in un torrente appen-ninico, è stato studiato il tasso didegradazione (mass loss) della ma-teria organica (FENOGLIO et al., 2005)

INTRODUZIONEGli ambienti lotici sono siste-

mi in parte eterotrofi in cui, spe-cialmente nel tratto iniziale, la pro-duzione primaria autoctona è scar-sa (VANNOTE et al., 1980) e l’inputenergetico principale è alloctono,costituito principalmente da mate-riale vegetale prodotto nei sistemiterrestri del bacino drenato (MUR-PHY et al., 1998). In questo contestoenergeticamente esigente, le carcas-se di pesci possono costituire una

BO et al. - Le carcasse di pesci come risorsa nei fiumi202

Sessione Poster

e analizzato il popolamento di ma-croinvertebrati colonizzatori. Nelpresente lavoro si illustrano i risul-tati relativi a quest’ultimo aspetto.

MATERIALI E METODINel maggio 2003, 56 carcasse

di Trota iridea sono state pesate,numerate e posizionate in quattor-dici stazioni nel tratto appenninicodel torrente Visone (AL) (Fig. 1).Questo corso d’acqua presenta unaqualità biologica elevata ed ospitacomunità macrobentoniche ricchee ben strutturate (FENOGLIO et al.,2002). In quattro date successive,dopo 5, 10, 15 e 27 giorni, è statarimossa una trota per ciascuna sta-zione, analizzandone il popolamen-to a macroinvertebrati.

Ogni carcassa era posizionatain un vaschetta di plastica bianca ei macroinvertebrati venivano rimos-si con le pinzette dalla cavità oralee branchiale, dalle interiora e dallasuperficie esterna e posti in alcool(70%). Gli organismi trascinati ver-so valle dalla corrente quando latrota veniva rimossa erano raccolticon un retino (250 μm) e successi-vamente inclusi nel campione. Inlaboratorio, tutti gli organismi sonostati contati ed identificati a livellodi specie o genere, ad eccezione diChironomidi, Simulidi, e stadi gio-vanili di Tricotteri e Ditteri chesono stati identificati a livello difamiglia.

A ciascun taxon è stato asse-gnato il ruolo trofico funzionale(Functional Feeding Group; FFG:raschiatori o scrapers, tagliuzzatorio shredders, raccoglitori di particel-lato fine o collectors-gatherers, fil-tratori o filterers e predatori o pre-dators). Sono inoltre stati condottiin parallelo prelievi quantitativi neidiversi punti, utilizzando un retinoSurber (0,25 m2 – 250 μm), perdeterminare la composizione dellecomunità macrobentoniche presentinel letto fluviale.

→ → → → → dopo 5 giorni




56 trote in 14 set.Da ogni set:

Fig. 1. Disegno sperimentale e localizzazione del Torrente Visone.

Tab. I. Lista dei taxa rinvenuti sulla superficie o all’interno delle carcasse (conrelativo numero di individui).

Taxon N Taxon N

Plecotteri 548 Ditteri 2110Leuctra sp. 117 Chironomidae 2018Protonemura sp. 402 Tipulidae 1Isoperla sp. 14 Athericidae 6Nemoura sp. 5 Limoniidae 1Amphinemura sp. 1 Culicidae 1Chloroperla sp. 9 Stratyiomidae 1Efemerotteri 2808 Ceratopogonidae 7Baetis sp. 212 Simuliidae 75Serratella ignita 1845 Coleotteri 240Habrophlebia sp. 719 Helicus substriatus 200Habroleptoides sp. 1 Helodidae 6Electrogena sp. 3 Elminthidae 18Caenis sp. 1 Hydraenidae 12Ecdyonurus sp. 10 Dytiscidae 3Paraleptophlebia sp. 1 Girynidae larva 1Centroptilum luteolum 12 Odonati 14Torleya major 4 Calopteryx virgo 4Tricotteri 526 Onychogonphus sp. 5Hydroptilidae 1 Boyeria irene 4Polycentropodidae 159 Chalcolestes viridis 1Leptoceridae 54 Oligocheti 37Beraeidae 4 Naididae 33Wormaldia sp. 77 Eiseniella tetraedra 1Chimarra sp. 1 Lumbriculidae 1Philopotamus sp. 18 Lumbricidae 2Hydropsyche sp. 61 TricladiRhyacophila sp. 9 Dugesia sp. 563Halesus sp. 5 AracnidiMicropterna sp. 1 Hydracarina 36Stenophilax sp. 1 Gasteropodi 81Allogamus sp. 8 Ancylus fluviatilis 3Glossosomatidae 13 Lymnaea sp. 78Sericostoma pedemontanum 44Lepidostoma hyrtum 69

BO et al. - Le carcasse di pesci come risorsa nei fiumi 203

Sessione Poster

RISULTATI E DISCUSSIONENelle quattro date di campio-

namento sono state recuperate 55delle 56 trote posizionate, in quan-to dopo 27 giorni una carcassa èstata rinvenuta sulla riva del tor-rente, probabilmente rimossa da unmustelide o da una volpe. In totalesono stati raccolti e determinati6964 organismi appartenenti a 58taxa nelle carcasse (Tab. I) e 6242organismi, con 76 taxa, sul fondo. Iquattro taxa più abbondanti in as-soluto nelle carcasse sono risultatii Ditteri della famiglia Chironomi-dae, gli Efemerotteri Serratella igni-ta e Habrophlebia sp. e il TricladeDugesia sp.; negli ambienti erosiviera inoltre numeroso il PlecotteroProtonemura sp. mentre nelle poolsera abbondante il Gasteropode Lym-naea sp. Alcuni taxa, anche se mol-to diffusi nel substrato, non sonomai stati rinvenuti nelle carcasse,come gli Efemerotteri Ecdyonurussp. ed Ephemera danica. Il popola-mento dei colonizzatori è cambiatonel tempo, ed è stato caratterizzatoda un lento ma progressivo aumen-to della ricchezza tassonomica edella diversità. Inoltre, le carcasseposizionate negli ambienti erosiviospitavano comunità di macroin-vertebrati più ricche rispetto allecarcasse posizionate nelle pools, edentrambe queste comunità differi-vano notevolmente da quella pre-sente nel letto fluviale. Raccoglitoridi particellato fine (Cg) e tagliuzza-

tori (Sh) sono risultati i gruppi tro-fici funzionali maggiormente rap-presentati (Fig. 2), con un patternche si è mantenuto nelle quattrodate di campionamento.

CONCLUSIONINumerosi taxa di macroinver-

tebrati bentonici mostrano una ele-vata capacità di colonizzare e sfrut-tare le carcasse di pesci, con moda-lità che paiono abbastanza diffe-renti. Alcuni taxa utilizzano diret-tamente questa risorsa, consuman-do visceri, branchie e muscoli (comealcuni Tricotteri Limnephilidae),altri si nutrono del particellato fineprodotto dal processo di decompo-sizione e dall’attività dell’acqua(come molti Efemerotteri Leptoph-lebiidae o Ephemerellidae), mentrealtri ancora utilizzano la carcassacome substrato a cui aderire e dacui intercettare il materiale fine,come i Ditteri Simuliidae. In am-bienti poco o punto alterati, comeil Torrente Visone, in cui la compo-sizione funzionale delle comunitàè strettamente legata alla tipologiadel corpo idrico e del bacino sotte-so (FENOGLIO et al., 2003), il processodi decomposizione sembra abba-stanza veloce e la carcassa vienetrasformata rapidamente. Lo stu-dio evidenzia come numerosi in-vertebrati intervengano nel proces-so di demolizione, formando comu-nità di colonizzatori che si evolvo-no nel tempo e presentano caratte-

ristiche funzionali e tassonomichedecisamente diverse rispetto allecenosi naturali del tratto fluvialeesaminato. Le carcasse di pesci rap-presentano un apprezzabile inputenergetico in sistemi fluviali di bas-so ordine, fondamentalmente ete-rotrofi. In questo contesto, costitui-scono una risorsa puntuale che at-tira ed ospita ricche comunità dimacroinvertebrati.

Importanza percentuale dei gruppi trofici funzionali

Cg

F

Sh

ScP

Fig. 2. Percentuali dei macroinverte-brati rinvenuti sulle carcasse, per grup-pi trofici funzionali. Cg: raccoglitori diparticellato fine; F: filtratori; Sh: ta-gliuzzatori; Sc: raschiatori; P: predato-ri.

RingraziamentiSi ringrazia il dr. Ivan Borroni peraver gentilmente fornito le trote, il Prof.G. Malacarne per la rilettura del testoe gli utili suggerimenti.

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FENOGLIO S., AGOSTA P., BO T., CUCCO M.,

BO et al. - Le carcasse di pesci come risorsa nei fiumi204

Sessione Poster

C.I.S.B.A.: 210-215.FENOGLIO, S., BO T., AGOSTA P., CUCCO M.,

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205

Sessione Poster


Presenza e distribuzione delle specie itticheindigene ed esotiche nel territorio lombardo

Michele Arcadipane*, Antonio Dalmiglio, Andrea Fazzone

RiassuntoLo studio delle comunità ittiche negli ecosistemi acquatici è finalizzato alla conoscenza del territorio e delle sue tendenzeevolutive e costituisce uno strumento per valutare l’entità delle alterazioni ambientali e per impostare adeguati programmidi recupero. Le specie ittiche per le quali è stata documentata la presenza nei corpi idrici della Lombardia sono 52. Alcunepopolazioni sono estinte, altre a rischio di scomparsa. Parallelamente alla rarefazione delle popolazioni autoctone si assisteall’ampia diffusione di specie alloctone. Negli ultimi 50 anni sono comparse nelle acque lombarde circa 2 specie ognidecennio. Al momento attuale, nelle acque della Lombardia vivono almeno 19 specie esotiche, pari al 36,5% delle speciecomplessivamente presenti. L’introduzione di specie alloctone è pesantemente responsabile dell’alterazione delle dinami-che di popolazione della comunità ittica autoctona e, in senso generale, della modifica degli equilibri ecosistemici.La Carta delle Vocazioni Ittiche, lo studio della qualità globale degli ambienti d’acqua dolce, è lo strumento di base per laprogrammazione delle iniziative volte alla tutela e alla gestione delle comunità ittiche. È auspicabile che i parametriambientali che riguardano gli ecosistemi acquatici siano raccolti in modo coordinato ed integrato a livello di bacinoidrografico. Le Agenzie per l’Ambiente potrebbero costituire per le regioni e gli enti locali un punto di riferimento tecnico-scientifico per lo studio, la gestione e la tutela delle comunità ittiche.

PAROLE CHIAVE: fauna ittica / Lombardia

Presence and distribution of the exotic and native fish species in LombardyThe study of the fish communities in the aquatic ecosystem is finalized to the knowledge of the territory and its evolutionarytendencies, and it represents an instrument in order to estimate the environmental alterations level and to set up adequaterecover programs. The presence of 52 fish species have been documented in the Water bodies of the Lombardy. In parallelwith the rarefaction of the native populations it is assisted to the dramatic spread of exotic species. The last 50 years theyhave appeared in waters of Lombardy approximately 2 species every decade. At the present moment in waters of Lombardyare living 19 exotic species, that represent the 36.5% of the species altogether present. Introduction of the exotic species isthe main responsible of the alteration of dynamics of population of the native fish community and it determine themodification of the equilibriums of the ecosystems. The study of the total quality of freshwater is the basic instrument for theprogramming of the initiatives directed to the protection and the management of the fishes communities. It would beimportant that environmental parameters that concern the aquatic ecosystems should be collected in co-ordinate andintegrated way. The Agencies for the environment could constitute for the regions and for local agencies a technical-scientificpoint of reference for the study, the management and the protection of fishes communities.

KEY WORDS: Fishes / Lombardy

ARPA Lombardia. Settore Risorse Idriche. Viale Restelli 3/1 - 20124 Milano

* Referente per la corrispondenza: [email protected]

INTRODUZIONECon la Direttiva 2000/60/CE

che istituisce un “quadro per l’azio-ne comunitaria in materia di ac-que” la Comunità Europea attri-buisce un ruolo primario alla valu-

tazione delle componenti biologi-che per la definizione dello “Statoecologico” di un ecosistema acqua-tico.

In quest’ottica, le popolazio-

ni ittiche costituiscono un elemen-to fondamentale per la definizionedella qualità delle acque superfi-ciali e per la messa a punto disistemi di controllo e mitigazione

ARCADIPANE et al., - Fauna ittica in Lombardia206

Sessione Poster

dell’impatto ambientale. Lo studiodelle comunità ittiche è infatti fi-nalizzato alla conoscenza generaledel territorio e delle sue tendenzeevolutive, ed è uno strumento pervalutare l’entità delle alterazioniambientali e per impostare adegua-ti programmi di recupero.

LA FAUNA ITTICAIN LOMBARDIA

Le informazioni che riguar-dano la comunità ittica nel territo-rio regionale lombardo derivano

prevalentemente dalle Carte Itticheprovinciali (L.R. 12/2001 “Normeper l’incremento e la tutela del pa-trimonio ittico e l’esercizio dellapesca nelle acque della RegioneLombardia”) e da alcuni censimen-ti effettuati dagli Enti gestori dellearee naturali protette.

La Carta delle Vocazioni Itti-che, basata sullo studio della quali-tà globale degli ecosistemi acquati-ci (qualità chimica e biologica,struttura delle popolazioni ittiche,valutazione dell’integrità ecologica

ecc.), è lo strumento di base per laprogrammazione delle iniziativevolte alla tutela e alla gestione del-le comunità ittiche.

Contestualmente al deteriora-mento delle acque superficiali e sot-terranee, anche le popolazioni dipesci sono state interessate da unaprogressiva alterazione fino a de-terminare, nei casi estremi, la dram-matica riduzione della vita acqua-tica. Tuttavia, in Lombardia lo sta-to della conoscenza della distribu-zione della fauna ittica è lacunoso:

Tab. I. Frequenza, prima comparsa in Italia ed origine delle specie ittiche alloctone presenti in Lombardia.I corpi idrici lombardi ospitano 19 specie ittiche esotiche compresa la rovella, autoctona nell’ Italia centro meridionale.Altre specie alloctone, non contemplate in tabella, sono state segnalate occasionalmente: Acerina (Gimnocephalus cernus)originaria dell’Est Europa; Blicca (Blicca bjoerkna); Anguilla americana (Anguilla rostrata); Abramide (Abramis brama) di origi-ne asiatica; Pesce gatto africano (Clarias gariepinus); Tilapia (Oreochromis niloticus).* molto raro; * * raro; * * * comune; * * * * molto comune.I dati riportati, relativi alla presenza delle specie ittiche sono tratti da: ARCADIPANE et al., (2000 e 2003); BARBATO G. (1995);BISOGNI et al., (1993); BISOGNI e SORIA (2002); FUSI e MAFESSONI (1993); GENTILI et al., (2001); GRIMALDI et al., (1999); LOMBARDI (2001);MONTI (1989); NEGRI et al., (1998). I dati relativi alla prima segnalazione in Italia sono tratti da A Global Information System onFishbase (www.fishbase.org) ad eccezione della specie Misgurnus anguillicaudatus, segnalato per la prima volta nel territoriopavese da RAZZETTI et al. (2000).

Specie Nome comune Famiglia (Ordine) 1ª comparsa origine Freq. (Alpi Frequenzain Italia e prealpi) (pianura)

Carassius carassius Carassio Cyprinidae (Cypriniformes) 1800-50 Asia E * * *Cyprinus carpio Carpa 10-100 d.C. Asia SE * * *Rutilus rubilio Rovella indigena in Italia centro merid. *Rutilus rutilus Rutilo o Gardon 1989 Europa NE * *Rhodeus sericeus Rodeo amaro 1980-89 Eur. O, Asia SE * * *Pseudorasbora parva Pseudorasbora 1988 Asia E * * *Barbus barbus Barbo del Danubio 1994-95 Eur. centro-occ. *Ctenopharyngodon Carpa erbivora o Amur 1975 Siberia, Cina E * idellusMisgurnus Cobite orientale Cobitidae 1997 Asia E * anguillicaudatus

Ictalurus melas Pesce gatto Ictaluridae (Siluriformes) 1800-99 America N * *Silurus glanis Siluro Siluridae 1956 Asia, Europa E * *

Oncorhynchus mykiss Trota iridea Salmonidae (Salmoniformes) 1895 America N * * * * * *Salvelinus fontinalis Samerino di fonte 1891 America N * *Coregonus lavaretus Coregone o Lavarello 1880 Europa N pres. nei sistemi lacualiCoregonus Bondella dopo 1950 Europa N pres. nei sistemi lacuali oxyrhynchus

Lepomis gibbosus Persico sole Centrarchidae (Perciformes) 1900 America N * * * *Micropterus salmoides Persico trota 1897 America N * *

Stizosteidon lucioperca Lucioperca Percidae 1964-66 Eur. centro-or. * *

Gambusia holbrooki Gambusia Poecilidae (Cyprinodontiformes) 1922 America N * * *

ARCADIPANE et al., - Fauna ittica in Lombardia 207

Sessione Poster

Tab. II. Frequenza delle specie ittiche autoctone presenti in Lombardia.Sono state segnalate 32 specie di pesci indigeni più una della classe Agnati (lampreda). DPR 357/97 “Regolamento diattuazione della direttiva 92/43/CEE (Habitat)”: sono evidenziate con + le specie la cui conservazione richiede la designa-zione di zone speciali di conservazione; con <> le specie che richiedono una protezione rigorosa; con - le specie il cui prelievoin natura e il cui sfruttamento potrebbero essere oggetto di misure di gestione.* molto raro; * * raro; * * * comune; * * * * molto comune.I dati riportati, relativi alla presenza delle specie ittiche, sono tratti da: ARCADIPANE et al., (2000 e 2003); BARBATO G. (1995);BISOGNI et al., (1993); BISOGNI e SORIA (2002); FUSI e MAFESSONI (1993); GENTILI et al., (2001); GRIMALDI et al., (1999); LOMBARDI (2001);MONTI (1989); NEGRI et al., (1998).

Specie nome comune Famiglia Ordine Frequenza Frequenza(Alpi e prealpi) (pianura)

Lampetra zanandreai + - Lampreda Padana Petromyzonidae Petromyzoniformes * * *

Gobio gobio Gobione Cyprinidae Cypriniformes * * * *Scardinius erythrophthalmus Scardola * * *Rutilus pigus + Pigo *Rutilus erythrophthalmus Triotto * * * *Tinca tinca Tinca * * *Leuciscus cephalus Cavedano * * * * *Leuciscus souffia muticellus + Vairone * * * * * * *Phoxinus phoxinus Sanguinerola * * * * *AIburnus alburnus alborella Alborella * * *Chondrostoma soetta + Savetta *Chondrostoma genei + Lasca *Barbus plebejus + - Barbo * * * * * * *Barbus meridionalis caninus + - Barbo canino * * * * *

Cobitis taenia bilineata + Cobite Cobitidae * * * *Sabanejewia larvata Cobite mascherato *Barbatula barbatula Cobite barbatello *

Salmo carpio Carpione del Garda Salmonidae Salmoniformes presente nei sistemi lacualiSalvelinus alpinus SalmerinoSalmo trutta trutta Trota fario * * * * * *Salmo trutta marmoratus + - Trota marmorata * * * * *Thymallus thymallus - Temolo *

Esox lucius Luccio Esocidae * * * *

Gasterosteus aculeatus Spinarello Gasterosteidae Gasterosteiformes * *

Cottus gobio + Scazzone Cottidae Scorpeniformes * * * * *

Perca fluviatilis Persico reale Percidae Perciformes * * *

Salaria fluviatilis Cagnetta Blenniidae * *

Knipowitschia punctatissima Panzarolo Gobiidae *Padogobius martensii Ghiozzo Padano * * * * *

Anguilla anguilla Anguilla Anguillidae Anguilliformes * * *

Acipenser naccarii + <> Storione cobice Acipenseridae Acipenseriformes *

Alosa fallax + - Alosa, Agone Clupeidae Clupeiformes presente nei sistemi lacuali

Lota lota Bottatrice Gadidae Gadiformes * *

ARCADIPANE et al., - Fauna ittica in Lombardia208

Sessione Poster

sono state segnalate specie per lequali non si conosce la distribuzio-ne spaziale e vi sono ampi tratti delreticolo idrografico per i quali leinformazioni sono frammentarie oassenti. Sarebbe auspicabile che tuttii parametri ambientali contenutinelle Carte Ittiche fossero raccoltiin modo coordinato ed integrato alivello di bacino idrografico. LeAgenzie per l’Ambiente potrebberocostituire uno dei punti di riferi-mento tecnico-scientifico regionalein tema di studio, gestione e tuteladelle comunità ittiche.

Le specie ittiche la cui presen-za è stata documentata nei corpiidrici regionali sono 52 (Tab. I eII). Dai dati disponibili risulta chealcune popolazioni sono a rischiodi scomparsa –come il temolo (Thy-mallus thymallus), la lasca (Chon-drostoma genei) e il pigo (Rutiluspigo)– mentre altre, come lo storio-ne comune (Acipenser sturio), sonoaddirittura estinte. Parallelamentealla rarefazione delle popolazioniautoctone si assiste alla drammati-ca diffusione di specie esotiche. Negliultimi 50 anni sono comparse nel-

le acque lombarde, con preoccu-panti risultati di adattamento, cir-ca 2 specie ogni decennio (Fig. 1).Al momento attuale nelle acquedella Lombardia è stata documen-tata la presenza di almeno 19 spe-cie esotiche, pari al 36,5% dellespecie complessivamente presenti(Fig. 2). L’introduzione di specieesotiche può essere responsabiledell’alterazione delle dinamiche dipopolazione della comunità itticaautoctona e, in senso generale, del-la modifica degli equilibri ecosiste-mici (ZERUNIAN, 2002). Mancanonorme chiare ed efficaci. Costitui-sce un importante riferimento il VIProgramma Comunitario che rile-va la necessità di “Arrestare il dete-rioramento della diversità biologi-ca prevenendo e riducendo l’effettodi specie e di genotipi invasivi esoti-ci”. Dello stesso tenore sono le mo-difiche approntate dal DPR 120/2003 al DPR 357/97 (che recepiscela Direttiva 92/43/CEE nota comeHabitat) dove recita “sono vietatela reintroduzione, l’introduzione eil ripopolamento in natura di spe-cie e popolazioni non autoctone”.

Fig. 1. Incremento di fauna ittica al-loctona. La presenza di specie itticheesotiche nelle acque lombarde è in co-stante ascesa. Nel grafico non sono sta-te inserite le specie esotiche rinvenutesolo occasionalmente.

Fig. 2. Relazione tra fauna ittica au-toctona ed esotica. In Lombardia oltreun terzo delle specie ittiche non è indi-geno.

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209

Sessione Poster


Utilizzo dell’approccio trofico–funzionale adintegrazione dell’I.B.E. nella valutazione delle comunitàmacrobentoniche fluviali: il caso del fiume Neto (KR)

Lucio Lucadamo1*, Maurizio Battegazzore2, Angelo Morisi2, Melania Castelli1, Luana Gallo1

1 Dip. di Ecologia, Università della Calabria, via Pietro Bucci, cubo 6b, I – 87036 Arcavacata di Rende (CS)

2 Agenzia Regionale per la Protezione Ambientale del Piemonte, Dip. di Cuneo, Area Tematica Conservazione Natura, via D’Azeglio 4, I – 12100 Cuneo

* Referente per la corrispondenza: Fax 0984/492986; [email protected]

RIASSUNTONel bacino del fiume Neto e nei suoi principali sottobacini (Ampollino, Vitravo e Lese) sono stati eseguiti, su 11 stazionicomplessive, campionamenti semiquantitativi di macroinvertebrati bentonici, in due differenti periodi stagionali (primave-ra–autunno). Al calcolo dell’I.B.E. è stato affiancato un conteggio degli organismi prelevati ed un inquadramento trofico–funzionale dei taxa rinvenuti. Ciò ha consentito di ottenere informazioni sulla condizione di inquinamento fluviale che lasola applicazione dell’I.B.E. non avrebbe evidenziato.

PAROLE CHIAVE: Inquinamento organico / I.B.E. / gruppi trofico–funzionali / rapporti trofici / ricchezza tassonomica / numerodi organismi.

Use of feeding–functional approach to integrate E.B.I. in to the evaluation of macrobenthic communities: the case ofNeto River (KR, Italy)Two semiquantitative sampling campaigns (June and November) of river benthic macroinvertebrates have been carried outin 11 experimental sites placed along the River Neto and its tributaries Ampollino, Vitravo and Lese. Coupling numericalcomputation of organisms and feeding-functional description of macrobenthic communities to E.B.I. calculation improvedthe evaluation of the rivers pollution compared with the only E.B.I. application.

KEY WORDS: Organic pollution / E.B.I. / feeding–functional groups / trophic ratios / taxonomic richness / number of organisms.

INTRODUZIONEI macroinvertebrati bentoni-

ci, attivi utilizzatori di detrito orga-nico (ANDERSON e SEDELL, 1979) e dialtri substrati, sono stati inquadra-ti da MERRITT e CUMMINS (1996a) ingruppi Trofico–Funzionali sullabase delle specializzazioni morfo-logiche atte alla loro fruizione ali-mentare. Inoltre, utilizzando le re-lative abbondanze di tali gruppi, èstata possibile l’elaborazione diRapporti Trofici (MERRITT e CUM-MINS, 1996b) i cui valori hanno una

notevole importanza in quantoespressione di processi ecologici diparticolare significato. Nel presen-te lavoro gli Autori hanno eseguitouna valutazione dello stato dellecomunità macrobentoniche sia at-traverso la metodica dell’I.B.E., cheha reso possibile esprimere un giu-dizio circa la qualità biologica deicorsi fluviali oggetto di indagine,sia, vista la tipologia di attività an-tropiche presenti nell’area di stu-dio (Fig. 1), mediante un approccio

trofico–funzionale, che risulta mol-to promettente per le implicazionifunzionali che lo caratterizzano esi presta prevalentemente all’anali-si di corsi d’acqua che subisconofenomeni di inquinamento organi-co (METCALFE–SMITH, 1994).

MATERIALI E METODIPer la realizzazione del bio-

monitoraggio del fiume Neto, e degliaffluenti Ampollino, Vitravo e Lese,sono state individuate, complessiva-

LUCADAMO et al. - Aspetti trofico–funzionali del macrobenthos ed inquinamento210

Sessione Poster

mente, 11 stazioni di campionamen-to, in ragione della dislocazione deifattori di pressione antropica all’in-terno dei bacini (Fig. 1).

Il prelievo del macrobenthos,eseguito a giugno e novembre 2002in fase di morbida, è stato effettua-to utilizzando il retino immanicatosecondo la metodologia di GHETTI

(1997) e realizzando un’attentaesplorazione dei microhabitat ca-ratterizzanti le diverse fisionomiefluviali. Tutti gli organismi cam-pionati sono stati inquadrati tasso-nomicamente fino al livello di ge-nere o famiglia (CAMPAIOLI et al.,1994; SANSONI, 1988), nonché neirispettivi gruppi Trofico–Funziona-li (MERRIT e CUMMINS, 1996a; GHETTI,1997) e conteggiati. Successivamen-te, si è proceduto alla definizionedi: a) Indice Biotico Esteso (I.B.E.)e Classe di Qualità Biologica(C.Q.B.), b) ricchezza tassonomicaed abbondanze numeriche, c) rap-presentatività dei gruppi Trofico–Funzionali, d) Rapporti Trofici.

Attraverso il Software MinitabRelease 13.2 è stata eseguita unacluster analysis per la valutazionedel livello di similarità delle stazio-ni (distanza euclidea al quadrato)sulla base tanto delle tipologie ditaxa presenti e delle relative abbon-danze quanto dei valori dei rappor-ti trofici, verificando se le stazioni

Fig. 1. Stazioni di campionamento e relative attività antropiche presenti a monte.La rimozione della vegetazione riparia interessa tratti superiori alla dimensionedelle stazioni.

Fig. 2. Analisi di similarità sulla base dei tipi di taxa edelle relative abbondanze (giugno 2002).

Fig. 3. Analisi di similarità sulla base dei tipi di taxa edelle relative abbondanze (novembre 2002).

accorpate avessero anche una Qua-lità Biologica paragonabile (I.B.E.e C.Q.B.).

In parallelo, è stata effettuatauna misurazione del C.O.D. (C.N.R.–I.R.S.A., 1994) per una valutazionedei livelli di sostanza organica.

RISULTATI E DISCUSSIONEI risultati dei valori dell’I.B.E.

(Fig. 2 e 3) evidenziano una condi-zione di alterazione ambientale dif-fusa. Solo la qualità biologica del-

l’Ampollino e della stazione più amonte del fiume Neto (NE1) risul-ta, in entrambi i campionamenti,in I classe, mentre la stazione amonte del Vitravo (NEVI1) e quelledel Lese (NELE1 e NELE2) appaio-no di buona qualità a giugno perpoi subire un leggero deterioramentoa novembre (C.B.Q.= II e II-I). D’al-tro canto il fiume Neto, nelle altrestazioni dislocate lungo l’asta prin-cipale del bacino, scende, in en-trambi i prelievi, in II ed in III

F. Lese F. Vitravo

F. Neto

F. Ampollino

NEAM1 NE1 NE2NE3

NE4 NE5

NELE1NEVI1

NELE2

NEVI2

NEVI3

Allevamento bovinoElevato grado di naturalità

Diga diOrchella

Elevato grado di naturalità

Diga di Timpa grandeBuon grado di naturalità

Rimozione vegetazioneperifluviale

Allevamento di boviniSilos di lavorazione inerti

Destinazione ad usoagricolo del territorio

Allevamento di boviniSilos di lavorazione inerti

Forte diradamentovegetazione spondale

Allevamento di boviniBuon gradi di naturalità

AgricolturaRimozionevegetazioneperifluviale

Agricoltura

Rimozionevegetazioneperifluviale

Silos lavorazioneinerti

ConservificioAgricoltura


MangimificioConcimificio


Drastichecaptazioni

irrigueAgricoltura

N.B.: la presenza di silos comprende anche quella dei cementifici

LUCADAMO et al. - Aspetti trofico–funzionali del macrobenthos ed inquinamento 211

Sessione Poster

classe, e le stazioni inferiori delfiume Vitravo (NEVI2 e NEVI3) ri-sultano addirittura non classifica-bili nel secondo campionamento.Parimenti compromesse, in alcunedi queste stazioni, sono la ricchez-za tassonomica e/o le abbondanzenumeriche (Tab. I) essendo ben rap-presentati, a giugno, organismi qualiBaetis e Chironomidae, tipicamen-te eurivalenti, dotati di elevato tas-so riproduttivo, elevata capacità dicolonizzazione (ULFSTRAND et al,1974) e, con i secondi che ben tolle-rano l’inquinamento organico (RO-BACK, 1974). A novembre, invece,aumenta la dimensione delle nic-chie di Simuliidae e Hydropsychi-dae, indicatori di modeste condi-zioni ambientali (ARMITAGE et al.,1983). I risultati del C.O.D. (Tab.II) evidenziano, sia a giugno che anovembre, la presenza di un caricoorganico sensibile (GHETTI, 1997) sulfiume Neto (ad eccezione della sta-zione NE1), sul Vitravo (soprattut-to NEVI2 e NEVI3) ed, inaspettata-mente, sulla stazione più a monte

del Lese (NELE1). Dal punto divista trofico–funzionale (Tab. III),mentre nel primo campionamentole quantità maggiori di collettoriaspiratori (C.A.) si trovano in 4 su 5(NE4, NE5, NEVI2 e NEVI3) dellestazioni più compromesse dal pun-to di vista della qualità biologica(oltre che nella NEVI1), nel secon-do (Tab. IV) questi si riducono edaumenta la quota di collettori fil-tratori (C.F.) mentre i raschiatori(Ra) appaiono sempre ben rappre-sentati nelle stazioni NE1, NE2,NELE1 e NEAM1. L’osservazionedella cluster analysis (Fig. 2 e 3)mostra che stazioni con valori si-mili in tipologie tassonomiche erelative abbondanze si collocano,spesso, nelle stesse classi di qualitàbiologica, suggerendo che l’I.B.E.,pur non richiedendo un campiona-mento quantitativo, produce unquadro della biodiversità simile aquello derivante da un conteggiodegli organismi (e quindi più di-spendioso in termini di tempo). Sesi analizzano i risultati della clu-

ster analysis eseguita sui rapportitrofici (Fig. 4 e 5) e li si confronta-no con quelli dell’I.B.E. otteniamouna migliore descrizione dei feno-meni di inquinamento. Nel cam-pionamento di giugno, le stazioniNE4, NE5 e NEVI3 (C.Q.B.= III)presentano un valore del rapportoC.F./C.A. molto basso (se C.F./C.A.> 0,50 vi è un sovraccarico di FPOMsestonica ; cfr. MERRITT e CUMMINS,1996b) denotando che il carico or-

Tab. II. Valori di C.O.D. (mg/L)

Stazioni Giugno Novembre2002 2002

NE1 16,3 8,9NE2 77 42,1NE3 48,5 77,7NE4 79 65,4NE5 67,5 60NEVI1 29,5 32,7NEVI2 159 176NEVI3 90 152NELE1 40,5 38,8NELE2 9 8,7NEAM1 18 23

Tab. I. Numero, tipologia ed abbondanza dei taxa rinvenuti nelle due campagne di campionamento (G.= giugno; N.=novembre). È espresso il valore numerico solo di quei taxa con rappresentatività ≥ del 10% del totale.

NE1 NE2 NE3 NE4 NE5 NEVI1 NEVI2 NEVI3 NELE1 NELE2 NEAM1G. N. G. N. G. N. G. N. G. N. G. N. G. N. G. N. G. N. G. N. G. N.

Ricchezza Tax. 33 36 26 28 12 19 19 14 19 14 29 29 14 8 14 7 32 30 27 28 35 32Philopotamidae 63Habrophlebia 229 11Caenis 123 122 52Onycogomphus 232 123Lumbricidae 83Elminthidae 150 81 97Hydropsychidae 120 164 108 243 285 51 49 118 112 141 137Lymnaeidae 255 110 179 680Bythinidae 283Lumbriculidae 56 78Ancylidae 112 87 157Ephemerella 159 84 227 85Ecdyonurus 116 79 77 85 64Baetis 176 183 310 69 125 178 140 633 162 122 249 181 49 148 264 131 140Chironomidae 154 185 209 63 245 60 325 98 58 34 198 27 96Simuliidae 112 253 439 85 129 5 45 15 473Epeorus 55Brachyptera 212Palemonidae 75Dugesia 389Taxa Rimanenti 279 520 194 648 106 129 167 103 183 93 196167 29 16 74 4 300 341 361 251 249 233


Sessione Poster

ganico (inquinante), nonostante idati del C.O.D., risulta prevalente-mente deposto sul benthos. NellaNE3 tale rapporto si attesta al disopra del valore soglia suggerendoche l’immissione degli inquinantisia più frequente. Le stazioni NE1e NE2 si caratterizzano per un va-lore del rapporto Ra/T+C (doveT=Tagliuzzatori) denotante una pro-duttività primaria sensibile (se Ra/T+C > 0,75 allora P/R > 1, cfr.MERRITT e CUMMINS, 1996b) per l’ot-timo irraggiamento e per l’abbon-danza di substrati stabili (PETERSON,1996) che promuovono lo sviluppodi perifiton, mentre l’elevato om-breggiamento delle stazioni NELE1e NEAM1 (a fisionomia metarhi-thrale), probabilmente, deprime lacrescita di microalghe bentoniche(HILL et al., 1995).

A novembre, le stazioni NE2,NE3, NE4 e NELE2 mostrano unnotevole incremento del rapportoC.F./C.A. (addirittura pari a 2 o 3volte il valore soglia che è pari a0,50) ed il mancato sviluppo di ap-prezzabili aumenti di deflusso (daeventi pluviali), come pure l’assen-za di lettiera in alveo, fanno ipotiz-zare che in tale fase stagionale sirealizzino sversamenti di reflui or-ganici con elevata frequenza (MER-RITT e CUMMINS, 1996b; CUMMINS,1996), sebbene la stazione NELE2presenti livelli bassi di C.O.D. Lastazione NE5 (in chiusura di baci-no) mostra un valore di poco supe-riore a quello soglia (0,60) ed, alcontempo, una drastica riduzionedel numero degli organismi (-60%rispetto a giugno). Tale risultato,insieme alla nota efficienza di cap-tazione della FPOM da parte deifiltratori (WOTTOM, 1994), fa ipotiz-zare che la comunità sia stata espo-sta all’azione di qualche agente tos-sico. Le stazioni NEVI2 e NEVI3, acausa di un’intensa e prolungatacaptazione idrica a scopo irriguo,presentano lo sviluppo di processi

Tab. III. Valori % dei gruppi trofico funzionali (campionamento di giugno 2002)

T C.A. C.F. Ra P

NE1 0,3 35,0 10,5 33,0 21,0NE2 0,3 41,7 18,0 36,4 3,5NE3 4,6 47,0 5,4 5,4 6,3NE4 2,0 83,5 1,5 1,5 2,0NE5 0,9 85,5 0,4 0,4 5,22NEVI1 5,0 62,5 13,4 13,4 9,0NEVI2 6,0 73,4 0,0 0,0 13,0NEVI3 1,8 76,5 0,6 0,6 9,4NELE1 3,0 51,0 26,0 26,0 8,0NELE2 0,0 47,6 5,5 5,5 25,5NEAM1 2,7 58,0 14,5 14,5 7,4

T= Tagliuzzatori, C.A.= Collettori Aspiratori, C.F.= Collettori Filtratori, Ra= Raschiatori,P= Predatori

Tab. IV. Valori % dei gruppi trofico funzionali (campionamento di novembre 2002)

T C.A. C.F. Ra P

NE1 4,0 43,0 24,0 21,0 8,4NE2 1,1 18,0 26,0 36,7 18,0NE3 14,0 37,2 44,0 1,6 3,6NE4 0,0 36,0 55,0 5,0 4,0NE5 5,0 56,0 34,0 0,7 4,0NEVI1 2,8 67,0 16,0 8,4 5,0NEVI2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0NEVI3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0NELE1 8,0 23,0 8,0 54,0 7,0NELE2 0,8 31,3 49,0 3,0 16,0NEAM1 6,0 37,5 25,0 22,0 9,0

T= Tagliuzzatori, C.A.= Collettori Aspiratori, C.F.= Collettori Filtratori, Ra= Raschiatori,P= Predatori

di anaerobiosi a livello bentonico(accumulo di sedimento nero sub-superficiale) ed una fortissima com-promissione della comunità, per laquale l’analisi trofico–funzionaleperde di significato. Per quanto at-tiene il rapporto Ra/T+C nella sta-zione NE2 (C.Q.B.= II) questo ap-pare ulteriormente incrementatorispetto al mese di giugno. Tuttaviatale risultato è associabile non adun aumento dei raschiatori (cherimangono invariati) ma ad unanotevole flessione dei collettori aspi-ratori, forse perchè sottoposti adintensa attività di predazione (pre-datori: giugno = 3,5%, novembre =18%). A novembre nella stazioneNE1 (C.Q.B.= I) il suddetto rappor-

to diminuisce sensibilmente (ridu-zione dei raschiatori ed aumentodei collettori totali). La stazioneNEAM1 (C.Q.B.= I) presenta unamodesta quota di lettiera, (T/C =0,10, se T/C > 0,25 adeguato appor-to di CPOM ripariale; cfr. MERRITT eCUMMINS,1996b) e poiché la vegeta-zione riparia è in ottime condizio-ni è possibile che il processo didefoliazione non sia molto avanza-to (in assenza di segni di aumentodi portata). Ciò potrebbe giustifica-re l’incremento modesto del rap-porto Ra/T+C (da 0,18 a 0,31) perun miglioramento del livello di ir-raggiamento dell’alveo. Invece nel-la stazione NELE1 la lettiera risul-ta abbondante (T/C = 0,26; cfr. MER-

LUCADAMO et al. - Aspetti trofico–funzionali del macrobenthos ed inquinamento 213

Sessione Poster

RITT e CUMMINS, 1996b) suggerendoun diradamento della volta piùmarcato. Tuttavia, l’aumento di pro-duzione primaria appare estrema-mente elevato (Ra/T+C = 1,36 qua-si il doppio di quello che denota P/R >1; cfr. MERRITT e CUMMINS, 1996b)e ciò fa ipotizzare la presenza di unfattore antropico che ne abbia for-temente promosso lo sviluppo (pre-sumibilmente un aumento del cari-co trofico).

Fig. 4. Analisi di similarità sulla base dei rapporti trofici(giugno 2002).

Fig. 5. Analisi di similarità sulla base dei rapporti trofici(novembre 2002).

CONCLUSIONIIl lavoro ha messo in eviden-

za che tanto il bacino del Netoquanto i sottobacini associati mo-strano una sensibile alterazionedelle comunità macrobentoniche,in entrambi i periodi di studio.

La descrizione di tale altera-zione attraverso l’applicazione del-l’I.B.E., pur non contenendo aspet-ti quantitativi, produce una dia-gnosi dello stato ambientale assi-

milabile a quella che si può otte-nere da uno studio su ricchezzatassonomica ed abbondanze nu-meriche.

D’altro canto, l’analisi di tipotrofico–funzionale consente di rea-lizzare una descrizione di processiecologici (trasporto della FPOM eproduttività primaria) e di rilevaremodificazioni a loro carico non evi-denziabili con il solo utilizzo del-l’Indice Biotico Esteso.

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Sessione Poster

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215

Sessione Poster


Il bacino del fiume Agri:qualità biologica delle acque e funzionalità fluviale

Teresa Trabace1*, Achille Palma2, Nicola Vignola2, Giovanna Martella3, Annunziata Marraudino1, Alessandro Merendino1

1 Metapontum Agrobios, S.S.Ionica 106. Metaponto (MT)

2 Regione Basilicata – Dipartimento Ambiente e Territorio. – Ufficio Prevenzione e Controllo Ambientale. Potenza.

3 Agenzia Regionale Tutela Ambiente dell’Abruzzo - Dipartimento di Pescara.


RIASSUNTOLa Regione Basilicata ha attivato dal 2000 un programma di caratterizzazione qualitativa delle matrici ambientali suolo eacque superficiali nell’area della Val d’Agri e in particolare del fiume Agri e dell’invaso del Pertusillo, per indagarel’eventuale presenza di prodotti petroliferi provenienti dal Centro Olii e gli effetti sul biota.Lo studio della qualità biologica del fiume Agri si è svolto mediante l’applicazione dell’IBE (Indice Biotico Esteso) e dell’IFF(Indice di Funzionalità Fluviale) ed ha evidenziato un buono stato di salute dell’ambiente fluviale, un’ampia fascia riparianaturale con elevata diversità ambientale e capacità di autodepurazione. L’elevata naturalità del corso d’acqua è ulterior-mente evidenziata dalla presenza, in tutti i tratti indagati, di consistenti popolamenti di Austropotamobius pallipes italicus(Faxon), specie autoctona a rischio di estinzione.

PAROLE CHIAVE: Fiume Agri / Indice Biotico Esteso / Funzionalità fluviale

The drainage of Agri river: biological quality of waters and fluvial functionalityThe Basilicata Region has activated since 2000 a program of qualitative characterization of the environmental matrixesconcerning ground and superficial waters in the Val d’Agri area and particularly the river Agri and the dike of the Pertusillo,to investigate the possible presence of oil products and the effect on the biota.The river, near the center Olii, is characterized by a good state of health, introduces an wide natural riparian band with anelevated environmental difference and ability of self-depuration (method I.F.F.) and it is rightful to note that during thestudy of the quality of the aquatic environment through the application of the Extended Biotic Index populations ofDecapodi are been discovered, species Austropotamobius pallipes italicus (Faxon) inserted in the Allegato II of the UE HabitatDirective.

KEY WORDS: Agri River / Extended Biotic Index / Fluvial Functioning

INTRODUZIONEIl territorio dell’alta Val d’Agri,

in provincia di Potenza (Basilica-ta), comprende 11 Comuni, haun’estensione di circa 65.000 ettari(45% montagna, 37% collina, 17%pianura) ed è attraversata dal fiu-me Agri che nasce dal monte Ven-turino e, con la sua lunghezza di136 km, è il secondo fiume dellaregione. A partire dal 1933 il terri-torio dell’Alta Val d’Agri cominciòad essere oggetto di studi finalizzati

alla ricerca di idrocarburi, così chenel 1937 fu individuato il modestogiacimento di Tramutola, consen-tendo poi la scoperta del più gran-de giacimento petrolifero d’Italia edell’Europa continentale, il sestonel mondo.

Oggi l’Alta Val d’Agri è carat-terizzata dalla presenza di numero-si giacimenti petroliferi e di un Cen-tro di trattamento olii situato amonte dell’invaso del Pertusillo,

originatosi in seguito allo sbarra-mento del fiume Agri, le cui acquesono destinate ad uso idropotabile.La Regione Basilicata ha attivatodal 2000 un programma di caratte-rizzazione qualitativa delle matriciambientali suolo e acque superfi-ciali nell’area della Val d’Agri e inparticolare del fiume Agri e dell’in-vaso del Pertusillo, per indagarel’eventuale presenza di prodotti pe-troliferi e gli effetti sul biota. Nel

TRABACE et al. - Fiume Agri: qualità biologica e funzionalità216

Sessione Poster

presente studio si riportano i risul-tati dell’indagine svolta sul fiumeAgri e due dei suoi affluenti.

MATERIALE E METODIL’Indice Biotico Esteso, deri-

vato dall’Extended Biotic Index etarato per la realtà italiana (GHET-TI, 1997), consente di definire laqualità biologica di un tratto dicorso d’acqua attraverso l’analisidella struttura delle comunità dimacroinvertebrati.

L’Indice di Funzionalità Flu-viale (I.F.F.) (SILIGARDI et al., 2000),derivato dall’RCE–2 (SILIGARDI e MA-IOLINI, 1993), presenta una schedacostituita da 14 domande e ha loscopo di raccogliere informazionirelative alle principali caratteristi-che ecologiche del corso d’acqua. Ivalori di I.F.F. vengono tradotti in5 livelli di funzionalità, ai qualicorrispondono i relativi giudizi difunzionalità, associando un coloreconvenzionale per la rappresenta-zione cartografica.

Il fiume Agri possiede una val-le fertile e con elevato insediamen-to antropico, nasce non lontanodalla sorgente del Basento; è lungo136 km ed ha un bacino a formatrapezoidale di 1770 km (di cui 15ricadenti in Campania) e una por-tata media annua piuttosto mode-sta; il Pertusillo ed il Gannano sonoi due invasi ottenuti con sbarra-menti sull’asta principale.

Al fine di valutare la qualitàambientale del fiume Agri è statacondotta una campagna di monito-raggio biologico mediante l’IndiceBiotico Esteso-IBE (GHETTI, 1997)con prelievi annuali dal 2001 al2003, in regime di magra (maggio),in tre aree di studio intorno al Cen-tro Olii: V08 (confluenza del tor-rente Alli nel fiume Agri), V07 (ca-nale effluente dall’impianto di de-purazione della zona industriale diViggiano), V04 (confluenza fiumeAgri nell’invaso del Pertusillo) (Fig. Fig. 2. Il Crostaceo Decapode Astacidae Austropotamobius pallipes italicus.

1). Nel mese di settembre 2003 èstata condotta una prima valuta-zione mediante l’Indice di Funzio-nalità Fluviale-IFF (SILIGARDI et al.,2000) nelle tre stazioni suddette.

RISULTATI E DISCUSSIONEL’indagine biologica (Tab I)

ha evidenziato nelle stazioni V04 eV08, nei periodi presi in considera-zione, una prima classe di qualitàe nella stazione V07 una secondaclasse di qualità.

Tale campagna di indagineha permesso inoltre di evidenziare,in tutte le stazioni campionate e

Fig. 1. Fiume Agri con posizione punti di indagine

TRABACE et al. - Fiume Agri: qualità biologica e funzionalità 217

Sessione Poster

per tutto il periodo, una interessan-te presenza faunistica: popolazionidi Austropotamobius pallipes itali-cus, un gambero d’acqua dolce, spe-cie autoctona italiana che vive intorrenti e tratti di fiume con fonda-li ciottolosi, acque limpide, freschee ben ossigenate, buona vegetazio-ne acquatica (Fig. 2).

Austropotamobius pallipes itali-cus ha subito negli ultimi decenniuna forte diminuzione sia nel nu-mero di popolazioni che nella loroabbondanza nell’ambito di tutto ilsuo areale di distribuzione, tantoda essere inserito, come specie arischio di estinzione, nell’AllegatoII della Direttiva 92/43/CEE.

Le modificazioni ambientalisubite dai fiumi e l’inquinamentodelle acque sono state causa dellabrusca diminuzione dell’Austropo-tamobius pallipes italicus in tutto ilterritorio nazionale (FROGLIA, 1978).

L’applicazione dell’Indice diFunzionalità Fluviale ha eviden-ziato un elevato grado di funziona-lità del fiume Agri: integrità dellefasce riparie con dominanza di ve-getazione arborea sulle rive, pre-senza di ciottoli, massi e radici chefavoriscono il deposito di sedimen-to e garantiscono la diversità deglihabitat di riva.

CONCLUSIONILa presenza del gambero di

fiume nell’Agri, sia nel tratto amonte della confluenza del fossoche riceve lo scarico del CentroOlii che nel tratto a valle, è unaconferma dell’ottima qualità bio-logica delle sue acque e dell’eleva-ta naturalità. È pertanto doverososottolineare la necessità di tuteladell’elevata naturalità dell’ambien-te fluviale, l’integrità della sua fa-scia di vegetazione riparia e dellestrutture di ritenzione degli appor-ti trofici, anche al fine di salva-guardare la presenza dell’Austro-potamobius pallipes italicus.

Tab. I. Inventario faunistico rilevato nelle campagne IBE (prelievi in maggio).

Stazione V 07 V07 V 07 V04 V04 V04 V08 V08 V08Prelievo 2001 2002 2003 2001 2002 2003 2001 2002 2003

PLECOTTERICapnia I I I I INemura I IPerla L I LLeuctra I I I I I

EFEMEROTTERIEcdyonurus I L L LBaetis L I L L L I L L LCaenis I I IHeptagenia I I IEphemerella I I I I I I L L LEphemera IHabrophlebia I I I I

TRICOTTERIRhyacophilidae L L LLimnephilidae I I I I I I IOdontoceridae I IHydropsychidae L I I I I I I I ISericostomatidae I I I I I I

COLEOTTERIGyrinidae I IElmidae I I I I

ODONATICordulegaster I I I L L I I I ICalopteryx I I I I I I

DITTERIAthericidae I IChironomidae I I I I I I I I ICeratopogonidae I L I I I ILimonidae I I L I I I ITipulidae I I I I I

ETEROTTERINepidae I I I I IVeliidae ** I IGerridae ** I L I

CROSTACEIGammaridae I L L I I IAsellidae I I I I I IAstacidae I L L L L L L L

GASTEROPODIAncylidae L L L L L L L L LPlanorbidae I I

IRUDINEIDina I I I I L LErpobdella I

OLIGOCHETILumbricidae L L L I I I I I I

TOTALE U.S. 11 17 13 20 23 19 26 21 25Valori di IBE 9 9 8 10 11 10 12 11 11Classe di qualità II II II I I I I I I

Legenda: * * U.S. scartate dal calcolo di I.B.E.I presenza da rari a comuniL presenza da comuni ad abbondantiU presenza dominante numericamente

TRABACE et al. - Fiume Agri: qualità biologica e funzionalità218

Sessione Poster

RingraziamentiUn ringraziamento particolare al

Sig. Donato Casamassima per l’eccel-

lente collaborazione tecnica svolta nel-l’ambito del progetto “Caratterizzazio-ne qualitativa delle matrici ambienta-

li suolo e acque superficiali nell’areadella Val d’Agri” finanziato dalla Re-gione Basilicata..

FROGLIA C., 1978. Decapodi. C.N.R.,Guide per il riconoscimento dellespecie animali delle acque interneitaliane, n. 4., Collana del progettofinalizzato “Promozione della qua-lità dell’ambiente”, Verona.

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Bibliografia

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219

Sessione Poster


Il popolamento fitoplanctonico dell’alto Lago di Garda:evoluzione nell’arco dell’ultimo decennio

Giovanna Pellegrini, Catia Monauni*, Sabrina Pozzi, Chiara Defrancesco

Agenzia provinciale per la protezione dell’ambiente - Settore tecnico, U.O. tutela dell’acqua, Via Mantova 16, 38100 Trento

* Referente per la corrispondenza (Via Lidorno, 1 38060 Mattarello - Trento; fax 0461/493003; [email protected])

RIASSUNTOConfrontando la composizione e la biomassa algale rilevate nell’alto lago di Garda nei periodi 1990-1993 e 1999-2003, sievidenzia come la biomassa algale risulti nettamente più alta negli anni di rimescolamento completo delle acque (1991,1999, 2000) e, invece, contenuta e confrontabile negli altri anni. Nel quinquennio 1999-2003 è evidente altresì un aumentoin termini di biomassa delle Cyanophyta ed una contrazione delle Diatomee con una sorta di avvicendamento tra Planktothrixrubescens/agardhii e Fragilaria crotonensis; tali riscontri indicano un peggioramento delle condizioni trofiche del lago che, allaluce del lungo tempo teorico di ricambio dell’acqua (27 anni), segnala la necessità di tempestivi provvedimenti.

PAROLE CHIAVE: fitoplancton / Cyanophyta / lago di Garda / biovolume algale / successione stagionale

Dynamics of phytoplankton assemblages in the north basin of Lake Garda: evolution in the last decadeIn this work a long term trend of phytoplankton assemblages for Lake Garda is investigated: algal community sampled in theperiod 1990-1993 is compared with the one sampled in the period 1999-2003, with the aim to find any difference inabundance or composition.The most evident difference between past and present phytoplankton species composition of Lake Garda is the actualincrease of the Cyanophyta group; moreover its seasonal distribution has also varied. In fact this group, which in the period1990-93 was present only in summer-autumn, is in 1999-2003 present all the year long.In 1991, 1999 and 2000 Lake Garda also had a complete mix of its water and this fact caused an increase of its algal biomass,revealing the real trophic potential of the lake.

KEY WORDS: fitoplancton / Cyanophyta / Garda lake / algal biovolume / seasonal succession

INTRODUZIONEIl lago di Garda, come molti

laghi profondi, anche a causa dellesue caratteristiche morfologiche,presenta una certa costanza neiparametri chimico-fisici e ambien-tali; anche la successione della com-ponente fitoplanctonica risulta ge-neralmente ciclica e stabile in quan-to dipendente soprattutto dalle ca-ratteristiche climatiche. Ciò che puòcambiare, in relazione alle condi-zioni trofiche del lago, è invece labiomassa algale.

In questo lavoro si mette aconfronto la componente fitoplan-ctonica analizzata in due periodi(1990-1993 e 1999-2003) al fine dirilevare le eventuali differenze ri-scontrabili in oltre un decennio,all’interno del quale vi sono treanni caratterizzati da eventi di ri-mescolamento completo delle ac-que del lago (1991, 1999 e 2000).

MATERIALI E METODIL’analisi si riferisce ad un

punto di monitoraggio rappresen-tativo dell’alto lago, posizionato inprovincia di Trento in prossimitàdel confine con le province di Vero-na e di Brescia.

I campionamenti sono statieffettuati con cadenza mensile sul-la colonna 0-20 m, utilizzando untubo flessibile che raccoglie l’ac-qua dell’intera colonna. Lo stratotra 0 e 20 m può essere consideratoper il lago di Garda rappresentativodella zona eufotica.

PELLEGRINI et al. - Evoluzione del fitoplancton del Lago di Garda220

Sessione Poster

L’analisi quali-quantitativadel fitoplancton è stata eseguita uti-lizzando il metodo UTERMÖHL (1958)e il biovolume, espresso in mm3/m3,è stato calcolato dal volume dellesingole cellule algali adeguandolea figure geometriche dopo avernemisurato le dimensioni rilevanti(ROTT, 1981, HILLEBRAND et al., 1999).

Per il periodo 1990-1993, es-sendo disponibile solo il conteggiodegli individui/litro, come numerodi cellule per colonia è stata utiliz-zata la media relativa al secondogruppo di anni (1999-2003) e, comebiovolume, il relativo biovolumemedio.

Nei due gruppi di anni consi-derati è stato studiato anche l’an-damento stagionale di alcuni taxa,importanti per consistenza e pre-senza in buona parte dell’anno operché significativi indicatori di sta-to trofico.

RISULTATIIl bacino nord del lago pre-

senta valori di biomassa algale piùconsistenti negli anni caratterizza-ti dal rimescolamento completo del-le acque (1991, 1999 e 2000), cheha reso disponibili i nutrienti con-finati negli strati profondi: durantei mesi estivi vengono raggiunti va-lori di biovolume superiori a 2000mm3/m3 (Fig. 1 e 2).

Negli altri anni i valori dibiomassa risultano confrontabili trai due periodi e contenuti per lo piùentro i 500 mm3/m3, ad eccezionedi uno o due massimi per anno,dove si superano di poco i 1000mm3/m3.

È evidente invece una modi-ficazione dello spettro fitoplancto-nico. In particolare le Cyanophyta,che nei primi anni novanta risulta-vano consistenti solo nei mesi esti-vo-autunnali, in questi ultimi annisono rappresentate in tutti i prelie-vi e con abbondanze maggiori, rag-giungendo in alcuni casi percen-

tuali relative superiori all’80% delbiovolume totale. La biomassa pre-valente del gruppo delle Cyanophytaè costituita dagli organismi appar-tenenti al complesso Planktothrixrubescens/agardhii (Fig. 3, 4 e 5).

L’analisi delle successioni sta-gionali per i taxa che nel lago di

Fig. 1. Composizione e biomassa alga-le del lago di Garda nel periodo 1990-1993: nel 1991 il lago è stato caratte-rizzato da un rimescolamento comple-to delle acque.

Fig. 2. Composizione e biomassa alga-le del lago di Garda nel periodo 1999-2003: nel 1999 e 2000 il lago è statocaratterizzato da un rimescolamentocompleto delle acque.

PELLEGRINI et al. - Evoluzione del fitoplancton del Lago di Garda 221

Sessione Poster

Garda sono presenti costantementedurante tutto l’anno e mostrano lamaggior consistenza numerica eponderale (Planktothrix rubescens/agardhii, Mougeotia sp. e Fragilariacrotonensis) mette in evidenza unasorta di avvicendamento tra la dia-tomea Fragilaria crotonensis e il cia-nobatterio Planktothrix rubescens/agardhii nei due periodi considerati.

La dinamica di sviluppo dientrambe si mantiene pressoché co-stante ma Planktothrix rubescens/agardhii risulta nettamente più ab-bondante nel periodo 1999-2003 (ilpicco di massimo biovolume nelleannate 90-93 è paragonabile al mi-nore massimo relativo degli ultimianni), mentre per Fragilaria croto-nensis si osserva un trend negativo.Mougeotia sp. mostra un andamen-to ciclico regolare che non eviden-zia particolari modificazioni quan-titative nei due periodi di studio.

CONCLUSIONII risultati delle campagne di

monitoraggio dimostrano chiara-mente una modificazione dello spet-tro fitoplanctonico con un incre-mento delle Cyanophyta (in parti-colare Planktothrix rubescens/agar-dhii) a scapito delle diatomee (pre-valentemente Fragilaria crotonensis).Questo segnale, oltre a costituireun problema di tipo sanitario do-vuto alla possibilità di sviluppo diceppi tossici, rappresenta un indicedel peggioramento delle condizionitrofiche del lago.

Seppure il biovolume mediodella maggior parte degli anni esa-minati risulti piuttosto contenuto,denotando una condizione di oli-gotrofia, durante gli anni di rime-scolamento completo delle acque ilpotenziale trofico del lago si mani-festa appieno in seguito alla rinno-vata disponibilità di nutrienti pri-ma segregati negli strati più profon-di.

Uno studio a lungo termine

Fig. 3. Andamento stagionale del complesso Planktothrix agardhii/rubescens(Cyanophyta) nel corso degli anni monitorati.

Fig. 4. Andamento stagionale della specie Fragilaria crotonensis (Bacillariophyce-ae) nel corso degli anni monitorati.

Fig. 5. Andamento stagionale del genere Mougeotia sp. (Chlorophyta) nel corsodegli anni monitorati.

PELLEGRINI et al. - Evoluzione del fitoplancton del Lago di Garda222

Sessione Poster

di questo tipo può dare utili indica-zioni riguardo alla tendenza trofi-co-evolutiva del lago; nel Garda,che è caratterizzato da un lungo

tempo teorico di ricambio dell’ac-qua (27 anni), anche minimi se-gnali di deterioramento devono es-sere tempestivamente considerati,

alla luce della sua grande impor-tanza naturalistica, turistica e qua-le fonte di approvvigionamento diacqua dolce.

Bibliografia

HILLEBRAND H., DURSELEN C.D., KIRSCHTEL

D., POLLINGHER U., ZOHARY T., 1999.Biovolume calculation for pelagicand benthic microalgae. J. Phycol.,35: 403-424.

UTERMÖHL H., 1958. Zur Vervollkom-mung der quantitativen Phytoplan-kton-Methodik. Mitt. Int. Ver. Limnol.,9: 1-38.

ROTT E., 1981. Some results fromphytoplankton counting interca-libration. Schweiz. Z. Hydrol,. 43: 34-63.

223

Sessione Poster


Contributo del biovolume algale alla valutazione dellostato trofico dei laghi: alcuni esempi di applicazione

Sabrina Pozzi*, Catia Monauni, Giovanna Pellegrini, Chiara Defrancesco

Agenzia provinciale per la protezione dell’ambiente - Settore tecnico, U.O. tutela dell’acqua, Via Mantova 16, 38100 Trento

* Referente per la corrispondenza: Via Lidorno 1 - 38060 Mattarello - Trento; Fax 0461/493003; [email protected]

RIASSUNTOL’analisi del biovolume algale consente di estrapolare utili indicazioni sullo stato trofico di un lago. In questo lavoro sonostati presi in considerazione tre laghi trentini ed è stata confrontata la classificazione trofica ottenuta con gli indicatoricomunemente utilizzati negli studi limnologici (clorofilla “a”, fosforo totale, trasparenza) con le informazioni ricavabilidalla stima del biovolume algale, secondo le indicazioni fornite da alcuni autori (ROTT, 1984, HAKANSON, 1980, WILLEN, 2000).I risultati ottenuti dimostrano una buona corrispondenza tra la classificazione trofica ottenuta con gli indicatori tradizionalie quella derivata dalla produzione algale.

PAROLE CHIAVE: laghi / biovolume algale / stato trofico

Algal biovolume for trophic state evaluation in lakes: some applicationsAlgal biovolume permits to obtain useful indications about lakes trophic state. In this study we analize three lakes inTrentino (Italy) and the trophic classification obtained with traditional methods (chlorophyll a, total phosphorus andtransparency) is compared with algal biovolume results. Good affinity is found between traditional methods and biovolumeanalysis.

KEY WORDS: lakes / algal biovolume / trophic state

INTRODUZIONELa direttiva 2000/60/CE indi-

ca, tra gli elementi di qualità biolo-gica per definire lo stato ecologicodei laghi, gli organismi fitoplancto-nici e, relativamente ad essi, vengo-no prese in considerazione la com-posizione e l’abbondanza tassono-mica, la frequenza e l’intensità del-le fioriture nonché la biomassa obiovolume medio.

Il biovolume algale rappresen-ta una stima diretta della produtti-vità fitoplanctonica e può consenti-

re di estrapolare utili indicazionisullo stato trofico di un ecosistemalacustre. Gli indicatori di stato tro-fico comunemente utilizzati nellaclassificazione delle acque dei la-ghi (clorofilla “a”, fosforo totale,trasparenza e ossigeno disciolto)possono essere quindi affiancatidall’analisi del popolamento fito-planctonico sia dal punto di vistadella composizione in specie sia,soprattutto, da un punto di vistaquantitativo, stimandone il biovo-

lume (mm3/m3).In questo lavoro vengono pre-

si in considerazione tre laghi tren-tini (Garda, Ledro e Serraia) con-trollati dall’Agenzia provinciale perla protezione dell’ambiente ai sen-si del decreto legislativo 152/99 enell’ambito di programmi di moni-toraggio specifici. I laghi esaminatisono diversi tra loro a livello geo-grafico, morfologico e trofico e pos-sono essere considerati rappresen-tativi delle principali realtà limno-

POZZI et al. - Biovolume algale per lo studio dei laghi224

Sessione Poster

logiche che si riscontrano nel terri-torio trentino (Fig. 1).

MATERIALI E METODINegli anni 2001 e 2002 sono

stati eseguiti 23 campionamenti peril lago di Garda, 13 per il lago diLedro e 14 per il lago della Serraia.Mentre per il Garda i campiona-menti hanno avuto cadenza mensi-le, gli altri due laghi sono statimonitorati prevalentemente duran-te i mesi più produttivi (maggio-ottobre).

L’analisi quali-quantitativadel fitoplancton è stata eseguita uti-lizzando il metodo UTERMÖHL (1958)e il biovolume, espresso in mm3/m3,è stato calcolato dal volume dellesingole cellule algali adeguandolea figure geometriche dopo avernemisurato le dimensioni rilevanti(ROTT, 1981; HILLEBRAND et al., 1999).I dati di biovolume algale ricavatisono stati usati per stimare lo statotrofico secondo le indicazioni for-nite da ROTT (1984) HAKANSON (1980)e WILLEN (2000) (Tab. I). Le infor-mazioni ottenute sono state infineconfrontate con quelle derivate dal-l’applicazione dei più comuni indi-ci di stato trofico (OECD, 1982 eCARLSON, 1977) (Tab. II e III).

Fig. 1. Ubicazione e principali caratteristiche dei laghi campionati.

Tab. I. Indicazioni per la stima dello stato trofico attraverso il biovolume algale (mm3/m3).

Frequenza Biovolume algale (mm3/m3) - media dei campionamenti nel periodo produttivoAutore campionam. ultra-oligotrofo oligotrofico mesotrofico eutrofico eutrofico I eutrofico II ipertrofico

HAKANSON (1980) maggio- - < 800 300-1900 1200-2500 - - 2100-20000ottobre

WILLEN (2000) maggio- <100 100-500 500-1500 - 1500-2500 2500-5000 >5000ottobre

ROTT (1984) mensile - <800 800-2000 >2000 - - -

Tab. II. Valori per la classificazione trofica secondo OECD (1982).

Stato trofico Ptot medio (μg/L) Chla media (μg/L) Chla max (μg/L) trasp. DS media (m) trasp. DS min (m)

ultra-oligotrofico <4 <1 <2,5 >12 >6oligotrofico 4-10 1-2,5 2,5-8 >6 >3mesotrofico 10-35 2,5-8 8-25 6-3 3-1,5eutrofico 35-100 8-25 25-75 3-1,5 1,5-0,7iper-eutrofico >100 >25 >75 <1,5 <0,7

RISULTATIPer quanto riguarda il lago

della Serraia (Tab. IV) nel comples-so i vari indici considerati portanoconcordemente ad un giudizio dieutrofia. I valori di biovolume alga-

le, considerando sia la media an-nua che la media del periodo pro-duttivo maggio-ottobre, risultanodecisamente elevati, a conferma diun ambiente in cui sono evidenticondizioni di elevato stato trofico.

POZZI et al. - Biovolume algale per lo studio dei laghi 225

Sessione Poster

Nel caso del lago di Ledro(Tab. V), i valori di biovolume alga-le e la maggior parte degli indici distato trofico mettono in evidenzauna condizione di mesotrofia. Laparziale discordanza tra gli indicibasati sulla trasparenza (che porte-rebbero a classificare il lago comeoligotrofico) e gli altri è spiegatadal fatto che la maggior produttivi-tà algale si trova confinata neglistrati profondi durante la stratifica-zione estiva. Questo perché il popo-lamento algale di Ledro è caratte-rizzato dalla massiccia presenza delcianobatterio Planktothrix rubescens,una specie stenoterma fredda (FIN-DENEGG, 1947) in grado di sfruttareal meglio la radiazione luminosagrazie al suo diversificato corredodi pigmenti fotosintetici e capace dimuoversi con facilità lungo la co-lonna d’acqua sfruttando un mec-canismo che coinvolge la formazio-ne di vacuoli gassosi (FEUILLADE,1994). Durante la stagione estiva,Planktothrix rubescens tende, comeconfermato da diversi autori, adaddensarsi al margine inferiore delmetalimnio.

Per il lago di Garda (Tab. VI)il biovolume algale porta nel com-plesso ad una classificazione di oli-go-mesotrofia, in accordo con i ri-sultati ottenuti applicando i tradi-zionali indici di stato trofico. Ènecessario specificare che nel cal-colo con OECD i valori di fosforo siriferiscono alla sola zona eufotica(0-20 m), mentre l’indice di Carl-son per il fosforo è stato calcolatoconsiderando la media aritmetica

Tab. III. Formule e valori per la classificazione trofica secondo TSI (CARLSON,1977).

Stato trofico TSIultra-oligotrofico <30

oligotrofico 30-40mesotrofico 40-50

eutrofico 50-70iper-eutrofico >70

Tab. V. Classificazione trofica del lago di Ledro utilizzando il biovolume algale ei principali indici di stato trofico.

2001 2002LEDRO valore stato trofico valore stato trofico

TSI Chl a 51 eutrofico 51 eutroficoTSI DS 31 oligotrofico 32 oligotroficoTSI TP 43 mesotrofico 37 oligotroficoOECD (P medio μg/L) 10 mesotrofico 10 mesotroficoOECD (chl “a” media μg/L) 7.2 mesotrofico 7.2 mesotroficoOECD (chl “a” max μg/L) 10 mesotrofico 10.7 mesotroficoOECD (DS medio m) 6.7 oligotrofico 6 mesotroficoOECD (DS min m) 4.1 oligotrofico 2.7 mesotroficoRott (mm3/m3) 1664 mesotrofico 1415 mesotroficoHakanson (mm3/m3) 1803 mesotrofico 1382 mesotroficoWillen (mm3/m3) 1803 eutrofico I 1382 mesotrofico

Tab. IV. Classificazione trofica del lago di Serraia utilizzando il biovolume algalee i principali indici di stato trofico.

2001 2002SERRAIA valore stato trofico valore stato trofico

TSI Chl a 60 eutrofico 59 eutroficoTSI DS 47 mesotrofico 40 oligotroficoTSI TP 60 eutrofico 56 eutroficoOECD (P medio μg/L) 43 eutrofico 34 mesotroficoOECD (chl “a” media μg/L) 19 eutrofico 14 eutroficoOECD (chl “a” max μg/L) 48.5 eutrofico 50.4 eutroficoOECD (DS medio m) 2.6 eutrofico 4 mesotroficoOECD (DS min m) 0.9 eutrofico 1.9 mesotroficoRott (mm3/m3) 3265 eutrofico 2952 eutroficoHakanson (mm3/m3) 3670 ipertrofico 4163 ipertroficoWillen (mm3/m3) 3670 eutrofico II 4163 eutrofico II

dei valori determinati a tutte le pro-fondità esaminate. Il lago di Garda,nei due anni oggetto di studio, èrimescolato parzialmente: solo ilfosforo degli strati superficiali haquindi contribuito allo sviluppo al-gale che risulta nell’insieme piutto-sto contenuto.

CONCLUSIONII risultati relativi ai tre diversi

laghi considerati mostrano una so-stanziale corrispondenza tra la clas-sificazione trofica ottenuta utiliz-zando il biovolume algale e quellaricavata dagli indicatori classici.

Gli indici che utilizzano il bio-volume applicati in questo lavorosono stati tarati in aree geografichediverse tra di loro (Europa del Nordper Willen e Hakanson, regione delTirolo per Rott), tuttavia mostranorisultati abbastanza simili; l’indiceproposto da WILLEN (2000) sembraessere il più penalizzante e quelloche, in certi casi, più si discostadagli altri.

POZZI et al. - Biovolume algale per lo studio dei laghi226

Sessione Poster

In conclusione, il biovolumedegli organismi fitoplanctonici puòessere considerato una componen-te estremamente informativa per lostudio dello stato trofico di un eco-sistema lacustre e il suo utilizzo èda ritenersi un valido strumento diindagine nell’ambito del monito-raggio dei laghi, da tenere in consi-derazione anche alla luce delle in-dicazioni fornite dalla direttiva2000/60/CE.

Tab. VI. Classificazione trofica del lago di Garda utilizzando il biovolume algalee i principali indici di stato trofico.

2001 2002GARDA valore stato trofico valore stato trofico

TSI Chl a 42 mesotrofico 42 mesotroficoTSI DS 27 ultra-oligotrofico 26 ultra-oligotrof.TSI TP 45 mesotrofico 47 mesotroficoOECD (P medio μg/L) 10 mesotrofico 12 mesotroficoOECD (chl “a” media μg/L) 3.4 mesotrofico 3.2 mesotroficoOECD (chl “a” max μg/L) 6 oligotrofico 5.8 oligotroficoOECD (DS medio m) 9.7 oligotrofico 10.6 oligotroficoOECD (DS min m) 5.1 oligotrofico 4 oligotroficoRott (mm3/m3) 439 oligotrofico 534 mesotroficoHakanson (mm3/m3) 564 oligotrofico 717 oligo-mesotrof.Willen (mm3/m3) 564 mesotrofico 717 mesotrofico

Bibliografia

CARLSON R.E., 1977. A trophic state indexfor lakes. Limnol. and Ocean., 22:361-369.

FINDENEGG I. 1947. Uber die Lichtan-spruche planktischer Susswas-seralgen. Sitzungberichte der Aka-demie der Wissenschaften in Wien, 155,159-171.

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HAKANSON L., 1980. An ecological riskindex for aquatic pollution control.A sedimentological approach. Water

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227

Sessione Poster


Indagine sperimentale sullafunzione filtro della fascia riparia

Paolo Negri1*, Maurizio Siligardi1, Pier Francesco Ghetti2

1 APPA Trento, Via Mantova 16 - 38100 Trento

2 Università Ca’ Foscari, Dorsoduro 3246 - 30123 Venezia


RiassuntoL’importanza ecologica delle fasce riparie è ampiamente studiata e ne è stata dimostrata l’efficacia come zona filtro per inutrienti diffusi e come trappola di sedimenti. In un corso d’acqua di risorgiva (roggia Brenta Vecchio, Trento) si è volutovalutare sperimentalmente la funzione filtro della fascia riparia, con l’obiettivo di individuare gli elementi che incidonomaggiormente sul processo di abbattimento. Sono stati individuati quattro siti di campionamento rappresentativi dellediverse tipologie di zona riparia. In ogni sito sono stati impiantati nel terreno 3 tubi forati disposti a transetto perpendico-lare al corso d’acqua, in modo da intercettare la falda. Per un anno si sono condotte analisi a scadenza mensile, assumendodati relativi alle concentrazioni di azoto nitrico, nitroso e ammoniacale, fosforo ortofosfato, e ossigeno disciolto. Sono stateinoltre analizzate le componenti pedologiche, vegetazionali e idrologiche. I risultati evidenziano la funzione filtro della zonariparia per quanto concerne l’abbattimento dell’azoto nitrico, con efficienza più marcata quanto più la vegetazione ripariaè consolidata.

PAROLE CHIAVE: fascia riparia / fasce tampone / controllo dell’inquinamento diffuso

Field investigation about buffer function of a riparian stripThe role of the riparian strips is widely studied from the ecological point of view and it is demonstrated its effectiveness asbuffer zone for diffuse nutrients and sediment trap. This study aims to assess on field the riparian area as buffer ecosystem,the objective is to investigate the key elements which effects the buffer process. A study area close to Trento (Italy) wasidentified: the stream Brenta Vecchia, a small resurgence water course. Four sampling sites were selected according todifferent riparian typology. For every site, a transect of three sampling well was located into the soil for 2 meters. Thetransects are perpendicular to the river channel in order to intercept the groundwater drained by the stream. For a year watersamples of the wells and the stream were collected and the following parameters analysed: ammonium, nitrate, nitrite,phosphorus and oxygen. As the study has an interdisciplinary approach, vegetation, hydrology and soil were also investiga-ted. The results show that there is a clear buffer effect for the nitrate and this is more evident where the riparian vegetationis more dense.

KEY WORDS: riparian area / buffer strips / diffuse pollution control

INTRODUZIONELa fascia riparia individua

un’area di larghezza variabile, adia-cente ad un corso d’acqua o ad unlago (LOWRANCE et al., 1985), dove siriscontra una tipica successionevegetazionale.

Le fasce riparie, in quantoambienti di transizione tra il com-parto terreste e quello acquatico,

hanno destato, nel tempo, notevoleinteresse per la capacità di inciderepositivamente sulla condizione del-l’ecosistema acquatico adiacente,svolgendo le seguenti funzioni:– zona filtro per l’azoto: attraver-

so processi microbiologici e as-sorbimento radicale (HAYCOCK etal., 1993);

– zona filtro per il fosforo: attra-verso adsorbimento al sedimen-to (OSBORNE e KOVACIC, 1993);

– rallentamento del deflusso su-perficiale: tramite l’ostacolomeccanico operato dalla vegeta-zione (COOPER, 1990);

– riduzione della produttività deicorsi d’acqua: attraverso l’om-

NEGRI et al. - Funzione filtro della fascia riparia228

Sessione Poster

breggiamento (VOUGHT et al.,1994);

– controllo delle piene: come zonadi esondazione naturale (MALAN-SON, 1993);

– input di carbonio organico perl’ecosistema fluviale: apporto dimateriale grossolano (soprattut-to foglie) necessario ad alimen-tare la catena trofica dei fiumi(RYSZKOWSKI e KEDZIORA 1993);

– consolidamento delle sponde:tramite l’apparato radicale del-la vegetazione arborea (VOUGHT

et al., 1993);– habitat: presenza di microhabi-

tat e di corridoi ecologici, spessoutilizzati per strategie migrato-rie (TRISKA et al., 1993);

– valore paesaggistico e ricreati-vo: interrompe la monotonia delterritorio (AZIENDA REGIONALE FO-RESTE DEL VENETO, 1996)

Lo scopo della ricerca è statoquello di valutare la funzione filtrodella fascia riparia rispetto al cari-co diffuso dei nutrienti provenientida campi coltivati. L’attenzione èstata rivolta ad individuare i fattoriche possono incidere positivamen-te o negativamente su questa fun-zione.

Ulteriori osservazioni compiu-te riguardano l’altezza piezometri-ca della falda per verificare se lacapacità filtro della fascia ripariafosse attribuibile ad una sempliceazione di diluizione o ad una effet-tiva rimozione dei nutrienti. Lo stu-dio sperimentale si è sviluppato lun-go 12 mesi dell’anno.

MATERIALE E METODILo studio è stato condotto su

di un tratto della roggia Brenta Vec-chio, un piccolo corso d’acqua dirisorgiva posto a 20 km da Trentonel comune di Novaledo. Il BrentaVecchio scorre in una zona dellaValsugana dove l’economia è prin-cipalmente incentrata sulla colti-vazione del mais e delle fragole in

terra, ma anche degli alberi da frut-ta. Il fondo dell’alveo si presentaghiaioso o fangoso, il bacino delcorso d’acqua ha un’estensione di2,8 km2 e la lunghezza complessivadella roggia è di circa 2 km.

In ogni sito sono stati impian-tati nel terreno, per una profonditàdi 2-3 metri, 3 tubi forati disposti atransetto perpendicolare al corsod’acqua, in modo da intercettarel’acqua di falda. Il primo pozzettoera adiacente al fiume, il secondo acirca 5 metri dalla riva ed il terzoad una distanza variabile compre-sa tra 10 e 15 metri. L’acqua neipozzetti è stata campionata mensil-mente. Sono state inoltre campio-

nate l’acqua della roggia e di unadelle sorgenti che generano la rog-gia stessa.

I parametri analizzati sonoriassunti nella tabella I. Per la de-terminazione analitica sono statiutilizzati i metodi I.R.S.A. (1994),ad eccezione dell’ammoniaca (VER-DOUW et al., 1978).

Per determinare con maggiorprecisione rispetto alle prove in cam-po la granulometria dei campioniin esame, si è scelto il metodo del-l’analisi a umido seguendo le pro-cedure standard (MINISTERO DELLE

RISORSE AGRICOLE ALIMENTARI FORESTA-LI, 1997) partendo da campioni sec-cati all’aria, pestati in un mortaio

Tab. I. Parametri analizzati, suddivisi secondo la matrice.

Parametri Parametrichimico fisici idrologici Analisi Analisi(mensili) (mensile) vegetazionale pedologica

Temperatura Livello Raccolta e classificaz. TessiturapH della falda delle specie vegetali ClassificazioneConducibilità presenti in prossimità del suoloOssigeno disciolto dei transettiCalcio, MagnesioAzoto nitricoAzoto nitrosoAzoro ammoniacaleFosforo ortofosfato .

Fig. 1. Rappresentazione schematica dei risultati del transetto A: campo di melicoperto a prato con una fascia riparia di qualche metro, piuttosto scoscesa.

TRANSETTO A

SPONDA A

PRATO A

Nasturtiumofficinale

Epilobium hirsutum

Lolium multiflorum

aquiceutrochrept

tipiceutrochrept

altezza della falda

NEGRI et al. - Funzione filtro della fascia riparia 229

Sessione Poster

e setacciati a 2 mm.In corrispondenza dei quat-

tro transetti sono state raccolte eclassificate le specie vegetali pre-senti (PIGNATTI, 1982).

L’altezza della falda è statamisurata con uno strumento co-struito appositamente, costituito daun circuito alimentato da una bat-teria da 6 Volt e da un doppio filoelettrico, graduato con precisionecentimetrica. Quando il doppio filo,calato all’interno di ogni pozzetto,entrava in contatto con l’acqua,provocava la chiusura del circuitoe l’accensione di un led rosso. Inquesto modo, leggendo sul filo lamisura segnata, si poteva risalireall’altezza dell’acqua all’interno deitubi.

RISULTATII risultati delle analisi pedo-

logiche e floristiche sono riassuntinelle figure 1-4. Si possono osserva-re i siti di raccolta delle piante e lespecie più abbondanti. I profili pe-dologici sono stati disegnati rispet-tando la posizione d’indagine, laproporzione tra la profondità degliorizzonti, il colore e la presenzadelle screziature.

Dalle figure si può notare an-che l’altezza media della falda mi-surata durante l’anno. I transettisono stati denominati A, B, C, D damonte a valle e numerati con 1 ipozzetti più vicini alla roggia, con2 quelli intemedi e con 3 quelli piùdistanti dal corso d’acqua.

La concentrazione del fosforoortofosfato è risultata normalmen-te molto bassa (< 0,1 mg/L) in tuttii transetti, così come nella roggia enel torrente. Nella maggior partedei casi l’azoto nitroso non è speri-mentalmente misurabile, raggiun-gendo al massimo concentrazionidi 0,04 mg/L. I dati medi mensilidell’azoto ammoniacale e dell’azo-to nitrico per i 12 pozzetti e per ilcampione prelevato nella roggia (T)

Fig. 2. Rappresentazione schematica dei risultati del transetto B: campo di maisimmediatamente confinante con una ripida e ridotta fascia riparia alberata.

Fig. 3. Rappresentazione schematica dei risultati del transetto C: campo di maiscon una fascia riparia a canneto molto ridotta; altezza della falda molto prossimaal piano campagna.

Fig. 4. Rappresentazione schematica dei risultati del transetto D: ampia fasciariparia quasi orizzontale, coperta da prato, non coltivata ormai da molti anni.

TRANSETTO B

SPONDA B

MAIS

Lemna minorBerula erecta

Aegopodium podoagrariaRubus caesius

Salix alba

typicendoaquept

aquiceutrochrept

typiceutrochrept

altezza della falda

TRANSETTO CSPONDA C MAIS

Sparganium erectum

Phragmites australis

aquiceutrochrept

typic eutrochrept

altezza della falda

TRANSETTO D

SPONDA D

PRATO DEquisetum arvense

Centaurea nigrescens

Lysimachia vulgaris Sparganium erectumepipedonmollico

typic eutrochrept

typiceutrochrept

altezza della falda

NEGRI et al. - Funzione filtro della fascia riparia230

Sessione Poster

e alla sorgente (S) sono riassuntinella tabella II.

DISCUSSIONENel transetto A (Fig. 5) si veri-

fica una diminuzione dell’N inor-ganico totale. Il dato anomalo diNovembre per A1 è dovuto al fattoche la roggia, per le forti precipita-zioni, si è infiltrata nel pozzetto dimonitoraggio. La modesta rimozio-ne osservata è attribuibile alle bas-se concentrazioni iniziali (il cam-po a mele non è normalmente con-cimato).

Nel transetto B il pozzetto B1ha risentito per molti mesi dell’in-fluenza del vicino Brenta Vecchio.Si possono infatti individuare dueperiodi distinti (Fig. 6): da ottobre aaprile la fascia riparia sembra nonavere nessuna incidenza sulla con-centrazione dell’azoto inorganicototale, mentre nei restanti mesi sem-bra che l’effetto tampone della zonariparia sia evidente.

Nel transetto C la fascia nonagisce da filtro (tra C1 e C2 non visono evidenti variazioni di concen-trazione di azoto inorganico disciol-to: Fig. 7). Vi è però una riduzione

Tab. II. Valori medi mensili delle con-centrazioni (mg/L) di azoto ammonia-cale, azoto nitrico e della loro sommaper i pozzetti, il torrente (T) e la sor-gente (S).

Punto N-NH4 N-NO3 N-NH4+ N-NO3

T 0,04 1,23 1,27S 0,05 1,26 1,31A1 0,11 0,16 0,28A2 0,40 0,10 0,50A3 0,39 0,16 0,55B1 0,12 0,64 0,76B2 0,79 0,09 0,88B3 0,68 0,10 0,78C1 0,11 0,44 0,54C2 0,15 0,09 0,25C3 2,31 0,27 2,58D1 0,17 0,12 0,29D2 0,21 0,08 0,28

Fig. 5. Andamento annuale della somma dell’azoto ammoniacale e nitrico neltransetto A. L’errore è del 10%.

Fig. 6. Andamento annuale della somma dell’azoto ammoniacale e nitrico neltransetto B. L’errore è del 10%.

Fig. 7. Andamento annuale della somma dell’azoto ammoniacale e nitrico neltransetto C. L’errore è del 10%.

Fig. 8. Andamento annuale della somma dell’azoto ammoniacale e nitrico neltransetto D. L’errore è del 10%.

231

Sessione Poster

tra C3 e C2. Si può pensare cheanche in questo caso avvenga unprocesso di nitrificazione e contem-poraneamente di denitrificazione,considerata la superficialità dellafalda, che depone per l’esistenza dicondizioni semianaerobiche.

Nel transetto D la fascia ripa-ria è ampia e completamente co-perta di vegetazione spontanea e lasua inclinazione è minima, cosic-ché il tempo di residenza dell’ac-qua nel suolo è maggiore che neglialtri transetti. Tali condizioni favo-

riscono la rimozione: si osserva, in-fatti, una netta diminuzione dellaconcentrazione di azoto inorgani-co totale tra D3 -D2 - D1, con unaefficienza del 70% circa (Fig. 8).

CONCLUSIONII risultati ottenuti nel presen-

te studio hanno consentito di evi-denziare come la fascia riparia svol-ga funzioni filtro nei confronti deicomposti dell’azoto; è stata riscon-trata una buona capacità di filtroanche con una fascia di tipo erba-

ceo. È stato inoltre possibile rileva-re come diverse condizioni di regi-me idrologico determinino differenticapacità filtro. L’approccio speri-mentale è risultato adeguato e po-trà essere utilizzati per altri studisimili. Le analisi di tipo floristico,pedologico e idrologico devono es-sere inserite nelle attività di ricercalegate alle fasce riparie. La visioneinterdisciplinare della fascia ripa-ria è il fattore chiave per gestire lezone riparie in maniera sostenibilee appropriata.

Bibliografia

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VERDOUW H., VAN ECHTELD C., DEKKERS E.,1978. Ammonium detrminationbased on indophenol formationwith sodium salicylate. WaterResearch. 12: 399-402.

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233

Sessione Poster


Prima applicazione degli indici diatomici EPI-D ed IBDnel monitoraggio del Rio Picocca in provincia di Cagliari econfronto con l’IBE

Maria Luisa Nughes¹, Maurizio Alvau¹, Cristina Cappelletti²,Francesca Ciutti², Bruno Floris¹*, Giovanna Madeddu¹, Viorica Monni¹, Mario Sau¹

1 ARPAS - Presidio Multizonale Prevenzione (P.M.P.), Area Medico-Biotossicologica ASL 8, Cagliari, Viale Ciusa, 6-8 - 09131, Cagliari

2 Istituto Agrario di San Michele a/A (TN)

* Referente per la corrispondenza ([email protected])

RiassuntoVengono riportati i risultati di una indagine finalizzata alla valutazione quali-quantitativa della comunità fitobentonica(EPI-D, IBD) del rio Picocca, in affiancamento al metodo IBE. I risultati di entrambi gli indici hanno evidenziato una buonaqualità del corso d’acqua in tutte le stazioni.

PAROLE CHIAVE: Indici diatomici / EPI-D / IBD / IBE

Application of diatomic indexes EPI-D and IBD on Picocca stream and comparison with the I.B.E.The results of a study on Picocca stream, using diatom index and IBE, are reported. The trial showed a good stream qualityin all samples.

KEY WORDS: Diatom index / EPI-D / IBD / IBE

INTRODUZIONELa recente normativa europea

(DIR CE 2000/60) prevede l’effet-tuazione di rilevamenti descrittividella struttura delle biocenosi ani-mali e vegetali. In particolare, perla definizione dello stato ecologicodei corsi d’acqua, è necessario con-siderare, tra gli altri, la composizio-ne tassonomica e l’abbondanza delfitobenthos. In prospettiva del pros-simo recepimento della suddettadirettiva, si sono sperimentati i me-

todi di valutazione della qualitàdei corsi d’acqua attraverso lo stu-dio della comunità di Diatomeeepilitiche su cinque stazioni di rile-vamento ubicate sul rio Picocca,come indagine complementare almetodo IBE.

MATERIALI E METODIIl rio Picocca è uno dei prin-

cipali corsi d’acqua della provinciadi Cagliari, il cui bacino idrografi-

co è interamente compreso nel ter-ritorio provinciale. Esso è inclusotra i corpi idrici significativi ai sen-si del D. Lgs. 152/99 e, di conse-guenza, sottoposto a monitoraggiocon applicazione del metodo IBE edeterminazione dei parametri ma-crodescrittori. L’area di studio com-prende il rio Picocca e i suoi mag-giori affluenti: rio Brabaisu, rioCannas, rio Ollastu. Il lavoro è sta-to condotto su cinque stazioni di

NUGHES et al. - Indici diatomici ed IBE234

Sessione Poster

campionamento (Fig. 1), sulle qua-li si sono effettuati i prelevamentidi macroinvertebrati secondo lametodica ufficiale per l’applicazio-ne del metodo IBE (GHETTI, 1997) edi diatomee per l’utilizzo degli In-dici Diatomici secondo metodichestandardizzate (KELLY et al., 1998;EN 13946, 2003).

Le Diatomee epilitiche sonostate prelevate raschiando con unospazzolino i substrati duri presenti(cinque ciottoli). I campioni raccol-ti sono stati trattati in laboratoriocon acqua ossigenata 130 vol., finoa completa ossidazione della so-stanza organica, e con acido clori-drico, per la dissoluzione del carbo-

nato di calcio.I frustuli puliti sono stati quin-

di montati in vetrini permanentiutilizzando la resina sinteticaNaphrax (indice di rifrazione 1,7)(EN 13946, 2003). La determina-zione tassonomica è stata effettua-ta fino al livello di specie con osser-vazione al microscopio ottico a1000 ingrandimenti e l’impiego dichiavi dicotomiche (KRAMMER e LAN-GE-BERTALOT, 1986-2000).

La stima dell’abbondanza re-lativa delle specie è stata effettuatamediante conteggio di 400 valvesecondo procedure standardizzate(EN 14407, 2004), al fine di unifor-mare la procedura con quella giàadottata da altri metodi europei(CIUTTI et al., 2004).

Si è proceduto quindi, al cal-colo dell’Indice di Eutrofizzazione-Polluzione (EPI-D) (DELL’UOMO

2004) e dell’Indice Biologique Dia-

tomées (IBD) (LENOIR e COSTE, 1996,PRYGIEL e COSTE, 2000) attraversol’impiego del software Omnidia 3.2(LECOINTE et al., 1993; LECOINTE et al.,1999). I valori degli indici sonostandardizzati in scala 1 a 20, cosìda renderne più semplice ed imme-diato il confronto.

RISULTATI E DISCUSSIONEL’analisi dei campioni di Dia-

tomee (conta di 400 valve per cam-pione) ha permesso di rilevare lapresenza di 42 specie e varietà, ap-partenenti a 12 generi (Tab. I).

I diversi campioni presentanouna composizione ed una ricchez-za in taxa abbastanza diversificata.Il numero totale di taxa individuativaria, infatti, da 9 a 22.

Come si osserva in tabella II,il monitoraggio biologico effettuatocon l’ausilio delle Diatomee evi-denzia una situazione buona, senon ottima, delle stazioni indagate.Le tre stazioni più a monte (le duesull’Ollastu e quella sul Brabaisu)presentano infatti una I classe diqualità EPI-D, mentre le due più avalle (Picocca e Cannas) presenta-no una II classe di qualità. I risul-tati dei due metodi (EPI-D e IBD)sono sostanzialmente comparabili,anche se sembra che il secondo sialeggermente migliorativo rispetto alprimo.

I valori espressi dagli IndiciDiatomici confermano le valutazio-ni effettuate con il metodo IBE, cheinquadrano tutte le stazioni in Iclasse di qualità.

Fig. 1. Schema dell’ubicazione delle stazioni di prelevamento.

Tab. II. Riepilogo dei risultati.

Staz EPI-D 20 Classe IBD Classe IBE ClasseEPI-D IBD IBE

1 Picocca 14,5 II 17,3 I 10-11 I2 Cannas 12,6 II 16,1 II 10 I3 Ollastu 16,9 I 18,5 I 11 I4 Ollastu m.te 15,5 I 19,7 I 11 I5 Brabaisu 15,7 I 19,3 I 11 I

Tab. I. Riepilogo dei taxa Diatomee.

Genere n° specie e varietà

Achnanthes 6Amphora 2Cocconeis 2Cymbella 3Epithemia 1Fragilaria 4Gomphonema 4Meridion 1Melosira 1Navicula 12Nitzschia 5Rhoicosphenia 1Tot. specie 42

RIO PICOCCA

RIO CANNAS

RIO OLLASTU

RIO OLLASTU A MONTE

RIO BRABAISU

NUGHES et al. - Indici diatomici ed IBE 235

Sessione Poster

Bibliografia

GHETTI P.F.,1997. Manuale di appli-cazione Indice Biotico Esteso (I.B.E.) –I macroinvertebrati nel controllo diqualità degli ambienti di acque correnti.Provincia Autonoma di Trento,Agenzia Provinciale per la Prote-zione dell’Ambiente, 222 pp.

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EN 14407, 2004. Water quality –Guidance Standard for the iden-tification, enumeration and inter-pretation of benthic diatom samplesfrom running waters.

237

Sessione Poster


Valutazione del carico genotossico presente nelle acque dellago Trasimeno mediante l’utilizzo di test in vivo e in vitro

Claudia Pellacani, Elisa Branchi, Annamaria Buschini, Mariangela Furlini, Paola Poli*, Carlo RossiDipartimento di Genetica Antropologia Evoluzione, Università di Parma, Parco Area delle Scienze 11/A - 43100 Parma, Italia.

* Referente per la corrispondenza: Fax: +39-0521-905604; e-mail: [email protected]

RIASSUNTOLa determinazione del carico genotossico delle acque superficiali risulta di forte rilevanza in relazione al rischio che ne puòconseguire per l’ambiente e per la salute. In questo studio si è proceduto, in diversi periodi dell’anno (ottobre, febbraio egiugno), al rilevamento del danno al DNA in pesci (Cyprinus carpio) e molluschi filtratori (Dreissena polymorpha) presentinelle acque del Lago Trasimeno (Comet assay su eritrociti di pesce e su emociti di mollusco). È stata inoltre valutata lagenotossicità in vitro di estratti dell’acqua del medesimo lago prelevata in luglio, ottobre, febbraio, giugno su leucociti umanimediante Comet assay e sul ceppo D7 del lievito Saccharomyces cerevisiae per rilevare eventi ricombinazionali e mutazionali(nucleari e mitocondriali). L’utilizzo di estratti di acque in test di mutagenesi in vitro ha permesso di rilevare la presenza disostanze ad azione sul DNA anche a basse concentrazioni, valutando le possibili interazioni tra le diverse sostanze presentinella miscela ambientale e mettendone in evidenza la variabilità stagionale. Le due specie utilizzate sono risultate buonibiondicatori della qualità delle acque ed hanno evidenziato la forte influenza della temperatura, e quindi del metabolismo,sul danno di base al DNA. L’approccio metodologico proposto in questo studio può fornire, in aggiunta alle misure e ai testutilizzati di norma, indicazioni importanti per definire la qualità delle acque e per indirizzare, in futuro, verso trattamentispecifici per la riqualificazione ambientale.

PAROLE CHIAVE: acque superficiali / test di mutagenesi a breve termine / rischio mutageno / cancerogeno

Genotoxic load assessment in lake Trasmen water by in vivo and in vitro testsThe determination of surface water-genotoxic load assumes a great relevance in relation to the possible increase ofenvironmental and human health risk. In this study, we have detected, during different seasonal campaigns (October,February, and June), the DNA damage in fishes (Cyprinus carpio) and filter-feeder molluscs (Dreissena polymorpha) in vivoexposed to Lake Trasimeno waters (Comet assay on fish erythrocytes and molluscs emocytes). Furthermore, the genotoxicityof different Lake water extracts (July, October, February, and June samplings) have been tested in vitro on human leukocytes(DNA damage by the Comet assay) and Saccharomyces cerevisiae D7 strain (genetic recombination and nuclear/mitochondrialmutations). The in vitro tests have been able to detect low concentration-genotoxic compounds by assessing both waterseasonal variability and possible interactions among the mixture compounds. C. carpio and D. polymorpha, good bio-indicators of water quality, have also showed the modulation of basal DNA damage from temperature, and so from metabolicrate. This proposed methodological approach can provide additional useful information for better defining water qualityand directing efforts towards peculiar treatments for environmental retraining.

KEY WORDS: surface water / short-term mutagenicity test / mutagenic / carcinogenic risk

INTRODUZIONEIl raggiungimento del buono

stato delle acque superficiali e sot-terranee, previsto nell’art. 4 dellaDirettiva Comunitaria n. 60 del2000, richiede l’adozione di unaserie di interventi atti a migliorare

l’attuale livello qualitativo dei cor-pi idrici italiani. Per applicare inmodo corretto la Direttiva occorreinizialmente classificare la qualitàdelle acque per poterle poi riporta-re ad uno stato di qualità migliore.

In tale ambito risulta di forte rile-vanza, insieme alle analisi previstedalla legge per la salvaguardia am-bientale e della salute umana, an-che la definizione del potenzialegenotossico delle acque in relazio-

PELLACANI et al. - Genotossicità in vivo e in vitro delle acque del Trasimeno238

Sessione Poster

ne anche al possibile rischio cance-rogenetico che ne può conseguire.

Con questa ricerca si propo-ne, mediante l’utilizzo di test invitro ed in vivo, un nuovo approcciometodologico per la valutazione delcarico genotossico presente nelleacque superficiali. In particolare,si è proceduto al rilevamento deldanno al DNA in pesci (Cyprinuscarpio) e in molluschi filtratori(Dreissena polymorpha) presenti nel-le acque del Lago Trasimeno. Per ilruolo ecologico svolto e per l’am-pia distribuzione nell’ambiente inesame, C. carpio e D. polymorphapossono essere considerati buonibiondicatori della qualità delle ac-que, in grado cioè di manifestarereazioni identificabili in presenzadi inquinanti. È stata inoltre valu-tata la genotossicità in vitro su cel-lule umane (leucociti) e su un mi-crorganismo eucariota (Saccha-romyces cerevisiae) di estratti del-l’acqua del medesimo lago. L’uti-lizzo di test di mutagenesi in vitropermette di rilevare la presenza disostanze ad azione sul DNA anchea basse concentrazioni, valutandoanche le possibili interazioni tra lediverse sostanze presenti nella mi-scela ambientale. Sono stati effet-tuati diversi campionamenti stagio-nali poiché il Trasimeno è un lagomesotrofico con una profonditàmedia minore di 5 m (massima 6,3m) che, nel corso dell’anno, presen-ta, insieme ad ampie variazioni del-la temperatura, anche una certavariabilità stagionale dei parametrifisico-chimici (Tab. I).

MATERIALI E METODILa sperimentazione in vitro ha

previsto quattro campagne di pre-lievo nell’arco dell’anno (luglio, ot-tobre, febbraio, giugno). Dopo con-centrazione dei campioni di acquadel Lago per estrazione in fase soli-da su colonne di silice C18, i cam-pioni sono stati saggiati su leucoci-

ti umani freschi, per il rilevamentodel danno al DNA mediante Cometassay, una tecnica microelettrofo-retica in grado di evidenziare i di-versi frammenti di DNA (SINGH etal., 1991), e sul ceppo D7 del lievitoS. cerevisiae (in fase di crescita sta-zionaria o logaritmica, cioè senza econ attivazione metabolica endoge-na rispettivamente) per rilevareeventi ricombinazionali (conversio-ne genica) e mutazionali (reversio-ne a carico del genoma nucleare edinduzione di mutanti mitocondria-li petite respiratorio deficienti) (POLI

et al., 1999).Il rilevamento in vivo del carico

genotossico delle acque in esame èstato effettuato mediante Comet as-say durante tre campagne stagiona-li (ottobre, febbraio e giugno) sueritrociti di pesci (BUSCHINI et al., 2004)(32 esemplari/campagna) ed emoci-ti di molluschi (BUSCHINI et al., 2003)(10 esemplari/campagna) espostinell’acqua del Lago.

RISULTATI E DISCUSSIONE

Test in vitroSaccharomyces cerevisiae ceppo D7.Questo lievito, mitocondrio-dispen-sabile, permette di evidenziare even-ti di danno non solo a carico delgenoma nucleare (mutazioni e ef-fetti ricombinazionali) ma anchedi quello mitocondriale, risultandoperciò un valido strumento per mi-surare contemporaneamente l’azio-ne di effettori genotossici su diversibersagli genetici. L’analisi dei dati

ottenuti (Fig. 1) indica: (i) presenzadi composti in grado di indurrealterazioni sul genoma sia nuclea-re sia mitocondriale; (ii) qualità econcentrazione dei composti varia-no in relazione al periodo di cam-pionamento; (iii) sensibilità com-plementare dei diversi bersagli ge-netici nel rilevare agenti genotossi-ci di diversa natura.Leucociti umani. Le cellule del san-gue, per la loro facile disponibilità,risultano essere la tipologia cellu-lare maggiormente esaminata conil Comet assay, permettendo un ra-pido rilevamento degli effetti geno-tossici (POLI et al., 1999). I dati otte-nuti (Fig. 2A) confermano la gran-de variabilità della miscela di effet-tori genotossici presenti nell’acquadel Lago in relazione ai diversi pe-riodi di campionamento.È rilevabile un andamento stagio-nale simile a quello mostrato dalla“qualità” dell’acqua (Fig. 2B) valu-tata mediante normalizzazione deivalori dei parametri chimici BOD,COD, TOC e nitrati. Si osserva, in-fatti, un massimo di attività geno-tossica per il mese di febbraio, incorrispondenza della peggior quali-tà dell’acqua, e un minimo per quel-lo di giugno, con acqua “migliore”.

Test in vivoCyprinus carpio. Questo pesce è sta-to scelto come sentinella ambienta-le in quanto organismo onnivoro,molto diffuso nell’area di studio.Per ciascuna campagna stagionale,gli stessi esemplari, provenienti da

Tab. I. Parametri chimico-fisici delle acque del lago Trasimeno nei diversi perio-di di campionamento (dati forniti dall’Agenzia Regionale per la Protezione Am-bientale dell’Umbria).

Parametri Luglio Ottobre Febbraio Giugno

Temperatura (°C) 22,0 17,0 8,5 22,0TOC (mg/L) 8,5 6,4 7,6 5,8COD (mg/L) 14,0 19,0 35,0 17,0BOD (mg/L) 0,8 1,3 2,1 0,9Nitrati (mg/L NO3) <0,10 0,11 0,16 < 0,10

PELLACANI et al. - Genotossicità in vivo e in vitro delle acque del Trasimeno 239

Sessione Poster

acquicoltura, sono stati campiona-ti all’inizio della sperimentazionee dopo 20 giorni di permanenza invasche alimentate con acqua delLago. Gli eritrociti, facilmente otte-nibili attraverso una puntura car-diaca senza compromissione dellasopravvivenza degli animali, sonostati analizzati per il danno al DNAmediante Comet assay. Dai risulta-ti ottenuti (Fig. 3A) è possibile evin-cere che (i) la qualità dell’acquaappare modulare la risposta deglianimali come evidenziato dalle sen-sibili variazioni tra inizio e finesperimentazione in febbraio 2001(alte concentrazioni di compostiorganici nelle acque e aumento deldanno al DNA dopo 20 giorni dimantenimento nella situazione spe-rimentale) e in giugno 2001 (mino-ri livelli di organici nell’acqua eminor danno al termine del perio-do di stabulazione rispetto all’ini-zio esperimento); (ii) la temperatu-ra influenza il danno endogeno alDNA (febbraio ≈ ottobre << giugno)come ben evidenziato dai dati rela-tivi al tempo t = 0 quando si osser-va una maggior migrazione delDNA in relazione alle temperature

Fig. 1. Effetti genotossici nel ceppo D7 di Saccharomyces cerevisiae, espressi come (A) convertenti, (B) revertenti e (C) mutantimitocondriali petite (RD= respiratorio deficienti) per unità di dose (media ± SD di tre esperimenti indipendenti), indotti daestratti di acque prelevate dal Lago Trasimeno in diversi periodi stagionali. Barre vuote: cellule in fase di crescita staziona-ria; barre piene: cellule in fase di crescita logaritmica. * p<0.05; ** p<0.01; *** p<0.001; t di Student

Fig. 2. Confronto fra danno al DNA in leucociti umani indotto da estratti d’acquagrezza relativi a diversi prelievi stagionali (A), riportato come valore mediano delmomento della coda (TM), e “qualità” dell’acqua (B), descritta dai valori deiparametri chimici TOC, BOD, COD e nitrati e riportata come valore del rangocosì ottenuto per ogni stagione (UA=unità arbitrarie).

più alte del periodo estivo. È peral-tro riportato che le temperature ot-timali per C. carpio variano tra i 15e i 20 °C, al di sotto o al di sopradelle quali gli animali modificanoil loro comportamento; i nostri ri-sultati indicano che a basso meta-bolismo e conseguente bassa pro-duzione di radicali liberi dell’ossi-geno, cioè a temperature più basse,è associato un danno basale al DNAminore rispetto a quello rilevato a

temperature superiori a quelle del-l’intervallo ottimale per l’organi-smo (metabolismo accelerato conalta produzione di radicali liberiestremamente aggressivi anche neiconfronti del DNA).Dreissena polymorpha. Questo mol-lusco filtratore è da considerare unbuon indicatore ambientale datal’alta sensibilità a composti geno-tossici (BUSCHINI et al., 2003). È inol-tre residente, sebbene non autocto-

PELLACANI et al. - Genotossicità in vivo e in vitro delle acque del Trasimeno240

Sessione Poster

no, nel lago Trasimeno.Il danno al DNA negli emociti deimolluschi, prelevati direttamentedal Lago in tre diversi periodi sta-gionali, è stato rilevato mediante ilComet assay (Fig. 3B). Anche inDreissena, l’analisi delle popolazio-ni lacustri nelle diverse stagioni evi-denzia come la temperatura del-l’acqua alteri i livelli di base dellamigrazione del DNA. In febbraio(8,5 °C) si osserva una minor mi-grazione dovuta probabilmente alpiù basso metabolismo mentre, atemperature più alte (ottobre: 17 °Ce giugno: 22 °C), la più alta produ-zione di radicali liberi comportaun danno basale al DNA più alto.

CONCLUSIONIPer una migliore e più com-

pleta definizione della qualità del-le acque e, conseguentemente, perla riqualificazione ambientale, sisuggerisce l’applicazione di test dimutagenesi a breve termine chepossono fornire indicazioni impor-tanti e complementari alle misuree ai test utilizzati di norma. I diver-si test di mutagenesi a breve termi-ne hanno sensibilità peculiari neiconfronti delle miscele di compostigenotossici presenti nelle acque inesame e soggette a variazioni sta-gionali e permettono di prevedereeffetti a livello sia della salute uma-na sia di quella ambientale.

Il rilevamento in vitro del po-tenziale genotossico dei concentra-ti (nel caso in cui ad esempio leacque siano destinate ad uso pota-

bile) risulta uno strumento potenteper prevedere eventuali effetti ditali miscele sul genoma dei possibi-li consumatori/esposti. L’impiego ditest in vivo, che utilizzano come bio-indicatori specie residenti, permettedi raccogliere indicazioni relative asituazioni complesse non misurabi-li direttamente. È noto infatti che ildanno al DNA può contribuire adeffetti irreversibili, anche diversi dal-la cancerogenesi, i cui possibili esitifinali hanno la capacità di influen-zare il ruolo ecologico svolto dallevarie specie animali. Si conosce an-cora poco riguardo alle conseguen-ze derivanti dall’esposizione a con-

taminanti genotossici delle specieselvatiche. Appare tuttavia ragione-vole ritenere che la presenza di talisostanze sia in grado, in qualchemodo, di “disturbare” gli ecosistemi.

Da tenere presente infine chela risposta ai diversi effettori puòdipendere da molti fattori. Un aspet-to importante può essere la variabi-lità individuale nella suscettibilitàa xenobiotici, derivante non solodai polimorfismi genetici degli en-zimi coinvolti nei processi di attiva-zione/detossificazione, ma anchedalla modulazione epigenetica ditali enzimi (temperatura, stress, at-tività riproduttiva, etc.).

Fig. 3. Danno al DNA rilevato in vivo durante diversi periodi stagionali. A:eritrociti di C. carpio mantenuti in vasche alimentate con acqua del Lago Trasi-meno (TM mediano: media ± SD di 32 esemplari; 0d: inizio e 20d: fine dell’espo-sizione). B: emociti di D. polymorpha prelevate direttamente dal Lago (LDR me-diano: media ± SD di 20 esemplari). T°C: temperatura media del periodo. **p<0,01; *** p<0,001, t di Student, per le diverse stagioni; °°° p<0,001, t diStudent, per tempo di esposizione.

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241

Sessione Poster


Messa a punto di saggi semistatici di bioconcentrazioneper il rilevamento di contaminanti in tracce (Cd)con specie ittiche (Cyprinus carpio, L.)

Fernando Gelli1, Bruno Floris2, Federica Savorelli3*, Luciano Pregnolato1, Donatella Palazzi1, Francesco Venturini1

1 Agenzia Regionale per la Prevenzione e l’Ambiente dell’Emilia Romagna (A.R.P.A. E.R.), sez. di Ferrara, Corso Giovecca, 169 – 44100, Ferrara

2 ARPAS - Presidio Multizonale Prevenzione (P.M.P.), Area Medico-Biotossicologica ASL 8, Cagliari, Viale Ciusa, 6-8 - 09131, Cagliari

3 Istituto Centrale per la Ricerca scientifica e tecnologica Applicata al Mare (I.C.R.A.M.) c/o A.R.P.A. E.R., sez. di Ferrara, Corso Giovecca, 169 – 44100,Ferrara

* Referente per la corrispondenza (fax 0532/204945; [email protected])

RiassuntoSu giovanili della specie ittica Cyprinus carpio, mantenuti in condizioni controllate di laboratorio, sono state effettuate proveper determinare l’accumulo del tossico cloruro di cadmio (CdCl2 2 ½ H2O) direttamente dall’acqua attraverso le branchie oil tessuto epiteliale (bioconcentrazione).L’obiettivo è stato quello di evidenziare il grado di correlazione tra il Fattore di Bioconcentrazione (BCF), a parità di specieutilizzata e delle altre caratteristiche ambientali, e la concentrazione del metallo in acqua.A questo scopo si è proceduto alla messa a punto di un metodo che utilizzi giovanili di carpa per l’esecuzione, in laboratorio,di saggi semistatici prolungati (>7 giorni) da impiegare per l’esecuzione di saggi ecotossicologici cronici e di bioconcentrazio-ne. In particolare sono stati determinati i valori di BCF all’equilibrio, esponendo giovanili di carpa (peso medio 2,53±0,66g) a concentrazioni di cloruro di cadmio molto basse (0,01 - 0,1 - 1 μg/L di ioni metallo).I risultati ottenuti hanno permesso di evidenziare come, alle nostre condizioni sperimentali, l’equilibrio sia pressochéraggiunto dopo 49 giorni di esposizione e come il valore di BCF aumenti progressivamente al diminuire delle concentrazio-ni di metallo in acqua e all’incremento dei tempi di esposizione.

PAROLE CHIAVE: Cyprinus carpio / fattore di bioconcentrazione / saggi semistatici

Optimization of bioconcentration semi-static bioassays for the biomonitoring of heavy metals (Cadmium) using fish astest organisms (Cyprinus carpio, L.)Trials were carried out in order to evaluate the cadmium chloride (CdCl2 2 ½ H2O) accumulation directly from water by gillsor epithelial tissue (bioconcentration) in Cyprinus carpio juveniles held in controlled laboratory conditions.The aim of this study was to point out the correlation between Bioconcentration Factor (BCF) values and the correspondingmetal’s concentration in water, performing the same sperimental conditions and species. Therefore a method using carpjuveniles was optimized to carry out laboratory extended semi-static bioassays (> 7 days) in order to perform chronicecotoxicological bioassays and bioconcentration tests.Cyprinus carpio juveniles (m.b.w. = 2.53±0.66 g) were exposed to different concentrations of cadmium chloride (0.01 - 0.1 - 1μg/L of cadmium ions) and steady-state BCF values were determined.The data showed the progressive increasing of the BCF in according to lower metal concentrations and higher exposuretimes. In particular, in these sperimental conditions all tested concentrations reach the steady-state in 49 days.

KEY WORDS: Cyprinus carpio / bioconcentration factor / semi-static bioassays

GELLI et al. - Saggi di bioconcentrazione con Cyprinus carpio242

Sessione Poster

INTRODUZIONEL’uso di organismi a vita li-

bera, in particolare di pesci, persaggi biologici e di bioaccumulo, siinserisce in metodologie adottateda tempo in altre nazioni (USEPA,1993; UNICHIM, 1999). In camponazionale, il recente Decreto Legi-slativo 152/99 (modificato dal D.Lgs. 258/00) segnala l’opportunitàdi effettuare determinazioni di bio-accumulo di contaminanti priori-tari (PCB, DDT e Cd) su tessutimuscolari di specie ittiche residentio su organismi macrobentonici(CTN AIM, 2002).

Negli ultimi anni, l’ARPA diFerrara ha puntualizzato in labo-ratorio tecniche di mantenimentodella specie ittica Cyprinus carpio,utilizzando materiale larvale e gio-vanile fornito da un produttore qua-lificato. Successivamente si è passa-ti all’ottenimento, impiegando die-te bilanciate, di taglie ottimali invista dell’esecuzione dei saggi eco-tossicologici (GELLI et al., 2002).

Recentemente ARPA Ferrara,in collaborazione con P.M.P.- ASL8 Cagliari, CURDAM ed ICRAM,ha predisposto un progetto che pre-vedeva la determinazione dell’ac-cumulo del tossico di riferimentocloruro di cadmio (CdCl2 2 ½ H2O)direttamente dall’acqua attraversole branchie o il tessuto epiteliale(bioconcentrazione), nella specieittica Cyprinus carpio mantenuta incondizioni controllate di laborato-rio (saggio semistatico) (ISO, 1999).La bioconcentrazione si esprimecomunemente in termini di fattoredi bioconcentrazione (BCF), defini-to come il rapporto tra la concen-trazione di una sostanza nei tessutidi un organismo acquatico (espres-sa in μg/kg) e la sua concentrazio-ne nell’ambiente (espressa in μg/L), nel caso in cui l’assunzioneavvenga esclusivamente dalla solu-zione acquosa (USEPA, 2000;ASTM, 1994).

L’obiettivo del presente stu-dio è stato quello di evidenziare ilgrado di correlazione tra la con-centrazione del metallo in acquaed il valore di BCF, a parità dispecie utilizzata e delle altre carat-teristiche ambientali.

A questo scopo si è procedutoalla messa a punto di un metodoper saggi semistatici prolungati (>7giorni), con la specie ittica Cypri-nus carpio, da applicare nell’esecu-zione di test di tossicità cronica e dibioconcentrazione.

Inoltre si sono determinati ivalori di BCF all’equilibrio, espo-nendo i giovanili di carpa a con-centrazioni di cloruro di cadmiomolto basse, vicine a quella indica-ta come standard di qualità per laprotezione del biota acquatico dul-ciacquicolo (0,001 μg/L). La sceltadi concentrazioni scalari decrescen-ti dell’ordine di grandezza del μg/L, nasce peraltro dall’esigenza diverificare, sulla base di osservazio-ni effettuate sulla specie ittica Di-centrarchus labrax (Savorelli et al.,2003), come tale specie bioconcen-tri maggiormente a concentrazionimolto basse.

MATERIALI E METODIGiovanili di Cyprinus carpio

di 120 giorni di età (peso medio =2,53±0,66 g; lunghezza media =

5,45±0,47 cm) sono stati esposti aconcentrazioni logaritmiche di clo-ruro di cadmio (CdCl2 2 ½ H2O).Dopo aver determinato i valori diLC50 a 24 ore e definito le concen-trazioni in grado di non provocaremorte o condizioni stressanti pergli organismi (concentrazioni dinon-effetto), si è proceduto ad espor-re i giovanili di carpa a concentra-zioni di cadmio pari a 0,01 - 0,1 - 1μg/L di ioni metallo, stabilendo ivalori del fattore di bioconcentra-zione (BCF) a diversi intervalli (7,21, 35 e 49 giorni di esposizione)proseguendo nell’analisi sino alraggiungimento dell’equilibrio (va-lore di BCF costante per due rileva-menti successivi).

Sulle soluzioni saggiate sonostate compiute determinazioni ana-litiche del metallo totale per verifi-carne la stabilità nel tempo entroun intervallo del ± 5%. La determi-nazione quali-quantitativa di cad-mio nel tessuto omogenato degliorganismi test è stata condotta uti-lizzando uno spettrometro di mas-sa con sorgente al plasma (mod.PQ2 PLUS-FISONS), dotato di au-tocampionatore, in accordo alle pro-cedure APHA (1995) modificate. Lecondizioni applicate per l’esecuzio-ne dei saggi di sopravvivenza ed itest semistatici di bioconcentrazio-ne sono conformi a quanto previ-

Tab. I. Condizioni applicate per l’esecuzione di saggi di bioconcentrazione congiovanili di Cyprinus carpio.

tossico impiegato cloruro di cadmiodurata complessiva 49 giornitipo di saggio semistaticosalinità 30±1 ppttemperatura 20±1 °Cfotoperiodo 16 h luce: 8 h buiodimensioni della camera 12 litrivolume di soluzione 10 litrietà degli organismi 120 giorni dalla schiusan°organismi/test e controllo 10repliche 3alimentazione mangime commercialeaerazione presente

GELLI et al. - Saggi di bioconcentrazione con Cyprinus carpio 243

Sessione Poster

sto da metodi standard (OECD,1984; ASTM, 1994; KLEMM et al.,1994) (Tab. I).

RISULTATI E DISCUSSIONEIn una prima fase, sono sta-

te definite le concentrazioni dinon effetto adatte all’avvio di stu-di di bioconcentrazione in labo-ratorio. Successivamente, si è pro-ceduto a stabilire i valori di BCFper intervalli temporali differenti(Tab. II).

I risultati ottenuti, dopoun’esposizione di 7, 21, 35 e 49giorni, hanno evidenziato come ilrapporto tra la concentrazione dicadmio nei tessuti del pesce e lasua concentrazione nell’ambiente(BCF) aumenti progressivamente aldiminuire delle concentrazioni dimetallo in acqua e all’incrementodei tempi di esposizione (USEPA,

2001). In particolare, l’esame dellatabella II consente di evidenziarecome a 49 giorni l’equilibrio siapressoché raggiunto a tutte le con-centrazioni.

Le prove preliminari qui pre-sentate evidenziano alcuni aspettiinteressanti nell’indicare l’utilizzodi questa specie funzionale alle esi-genze di questo tipo di saggio biolo-gico: la possibilità di lavorare conpiccoli volumi e con sufficienti

Tab. II. Valori di bioconcentrazione BCF (in L/kg di tessuto s.t.q.) per giovanili diCyprinus carpio esposti a differenti concentrazioni di cloruro di cadmio (espressein μg/L dello ione metallo)

Conc. Cd in acqua BCF(μg/L) 7 giorni 21 giorni 35 giorni 49 giorni

0,00 0,0 0,0 0,0 0,00,01 1992,0 2136,0 2820,0 2970,00,1 214,5 235,2 256,2 260,41 39,1 79,12 137,83 135,78

quantità di tessuto da destinare alleanalisi di bioconcentrazione, la re-lativa semplicità del saggio ed infi-ne la facilità di alimentazione del-l’organismo test impiegando man-gime commerciale.

Pertanto, la sperimentazioneha consentito la predisposizione diuna procedura per determinazionidi bioconcentrazione in laborato-rio con saggi semistatici sulla spe-cie ittica Cyprinus carpio.

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245

Sessione Poster


Influenza del drift istantaneosul campionamento nell’applicazione dell’I.B.E.

Bruno Floris*, Maurizio Alvau, Patrizia Dessì, Giovanna Madeddu, Viorica Monni, Maria Luisa Nughes, Mario Sau

ARPAS - Presidio Multizonale di Prevenzione, Area Medico-Biotossicologica ASL 8, Viale Ciusa, 6 – Cagliari


RiassuntoViene riportato un metodo per la stima del numero di macroinvertebrati di drift presenti nella colonna d’acqua durante ilcampionamento per l’applicazione del metodo IBE. Il loro numero può infatti influenzare in modo diretto il giudizio diqualità del corso d’acqua. Le osservazioni effettuate hanno evidenziato, in alcuni casi, che gli organismi presenti nel driftistantaneo superano il numero minimo previsto dalle tabelle di riferimento del metodo.

PAROLE CHIAVE: drift / macroinvertebrati / Indice Biotico Esteso

Influence of the instantaneous drift on the sampling in the application of the I.B.E.The instantaneous drift of macroinvertebrates, during the sampling for IBE method, may influence the evaluation of streamquality. This trial has point out that the number of macroinvertebrates collected in the instantaneous drift may be sometimeslarger than minimal number reported in related table.

KEY WORDS: drift / macroinvertebrates / Extended Biotic Index

INTRODUZIONEUno dei punti critici nella va-

lutazione della qualità delle acquecorrenti col metodo I.B.E., in termi-ni di sensibilità e ripetibilità, è lavalutazione degli organismi di drift.Pur trovando infatti uno specificoriferimento nel manuale di appli-cazione (GHETTI, 1997), la valuta-zione definitiva può essere condi-zionata dalla presenza di organi-smi di drift nella colonna d’acquaal momento del campionamento;questo fenomeno, definito nel pre-

sente lavoro col termine di “driftistantaneo”, seppure di trascurabi-le entità rispetto al fenomeno driftnel suo complesso, influisce in mododiretto sul numero di organismi ri-levati durante il campionamento,costituendo una sorta di “rumoredi fondo” del metodo, variabile aseconda delle caratteristiche dellastazione, della stagionalità, dell’oradi campionamento e della manua-lità dell’operatore. È evidente quin-di che lunghi tempi di campiona-

mento, dovuti ad esempio alla pocaesperienza dell’operatore o alle ca-ratteristiche idrologiche e geomor-fologiche del corso d’acqua, posso-no condizionare in modo determi-nante il giudizio finale.

MATERIALI E METODIIn questo lavoro si è procedu-

to alla valutazione del drift istanta-neo rilevato in triplo (tre replichein successione di 8 minuti ciascu-na) su diverse stazioni di rileva-

FLORIS et al. - I.B.E.: Influenza del drift istantaneo246

Sessione Poster

mento ed in orari diversi. Il cam-pionamento è stato effettuato conlo stesso retino immanicato che siutilizza per l’applicazione del me-todo secondo il manuale (GHETTI,1997). La classificazione del ma-crobenthos è stata effettuata conl’ausilio di atlanti e guide per ilriconoscimento dei macroinverte-brati (SANSONI, 1988; CAMPAIOLI et al.,1994; TACHET et al. 2000). La proce-dura adottata è la seguente: si effet-tua il campionamento del drift me-diante inserimento del retino posi-zionato a pochi centimetri dal fon-do ed evitando accuratamente ditoccare il substrato; l’operatore sisposta lungo il transetto, limitandoal massimo i movimenti del fondo,per una durata di 8 minuti perogni replica e per un tempo com-plessivo di 24’.

Durante il campionamentodel drift il retino viene tenuto amonte dell’operatore per tutto iltransetto e per gli spostamenti daun punto all’altro del transetto vie-ne estratto dall’acqua.

È stata quindi effettuata lavalutazione delle presenze e la sti-ma delle dimensioni degli organi-smi prelevati nel drift. Le tre repli-che di ogni campione sono stateesaminate separatamente.

RISULTATI E DISCUSSIONEI risultati dello studio sono

riassunti nella tabella I: per ognistazione, nelle prime tre colonnesono riportati i dati osservati per letre repliche, mentre nella quartacolonna è riportato il valore medio.I numeri in grassetto indicano chegli organismi rilevati sono di picco-le dimensioni (questo fatto vienemesso in evidenza poiché, come ènoto, gli organismi di piccole di-mensioni sono più facilmente tra-scinati dalla corrente rispetto a quel-li di dimensioni maggiori). L’isto-gramma nella figura 1 rappresental’andamento dei valori medi rileva- T

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ti per i diversi taxa nelle stazioni dicampionamento. Nella figura 2sono riportati i grafici tempo/n° diorganismi per Baetis (nei campioniA1, A2, B1 e B2) dove i valori medidelle tre repliche sono stati consi-derati separatamente come fasi tem-porali in successione durante il cam-pionamento (8, 16 e 24’). Dai nu-meri ottenuti appare evidente cheil tempo di campionamento, in as-senza di una valutazione puntualedel drift, può influire in modo de-terminante sull’affidabilità del giu-dizio. In particolare i dati relativi aBaetis, in ben quattro stazioni susette, superano il numero minimodi presenze (8) indicate dal manua-le di applicazione e possono condi-zionare in alcuni casi il numerocomplessivo di U.S. e l’entrata oriz-zontale in tabella.

Inoltre, anche per altri orga-nismi, il numero di individui rile-vati nel drift istantaneo si avvicinaed in alcuni casi eguaglia il valoretabellare di riferimento.come nelcaso di Crocothemis il cui numerominimo di presenze è pari a 1, oLeptoceridae e Dytiscidae che ven-gono accettati dal metodo con unn° minimo di 2 individui).

La variabilità dei dati rilevatinelle diverse stazioni non consentedi creare modelli in grado di preve-dere l’entità del drift istantaneo,valutabile quindi solo con l’effet-tuazione di una sua misura al mo-mento del campionamento.

L’attuale diffusione dell’appli-cazione del metodo IBE in seguitoall’entrata in vigore del D.Lgs. 152/99 rende indispensabile standardiz-zare, per quanto possibile, il siste-ma di valutazione. Per tale ragionesi propone l’applicazione di un pro-tocollo in cui rilevare il drift istan-taneo per un tempo almeno ugualea quello di campionamento che, inlinea di massima, si aggira attornoai 10’. L’applicazione del protocol-lo proposto porterebbe certamente

al raggiungimento di una unifor-mità di valutazioni indipendente-mente dalle condizioni geografiche,idrogeologiche, temporali, stagiona-li, entro certi limiti dall’esperienzadell’operatore e, sopratutto, dai tem-pi di campionamento.

In particolare, il metodo ri-sponderebbe meglio ai requisiti dispecificità (abilità del procedimen-to di misurare soltanto ciò che si

vuole misurare) e ripetibilità strettaed intermedia (stesso operatore eoperatori differenti, o tempi diffe-renti, ecc.) richiesti per la valida-zione e qualità dei dati (RTICTN_AIM, 2000).

Per contro, non si compliche-rebbe affatto l’attività di campo, inquanto sarebbero necessari al mas-simo 10’ aggiuntivi per ogni cam-pionamento.

Fig. 1. Istogramma relativo al numero medio di individui su tre repliche riscon-trato in quattro differenti campioni.

Fig. 2. Numero di organismi rilevati nel drift istantaneo: valori medi sul totale di12 repliche (3 repliche per 4 campioni) relativi a Baetis.

Drift istantaneoRio Picocca

N° I

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Bibliografia

GHETTI P.F., 1997. Manuale di appli-cazione Indice Biotico Esteso (I.B.E.) –I macroinvertebrati nel controllo diqualità degli ambienti di acque correnti,Provincia Autonoma di Trento,Agenzia Provinciale per la Pro-tezione dell’Ambiente, 222 pp.

RTI CTN_AIM 4/2000. Criteri di vali-dazione dei dati e qualità dei dati,APAT.

CAMPAIOLI S., GHETTI P.F., MINELLI A.,RUFFO S., 1994. Manuale per ilriconoscimento dei macroinvertebratidelle acque dolci italiane, Vol.I,Provincia Autonoma di Trento, 357pp.

CAMPAIOLI S., GHETTI P.F., MINELLI A.,RUFFO S., 1999. Manuale per ilriconoscimento dei macroinvertebratidelle acque dolci italiane, Vol.II,

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SANSONI G., 1988. Atlante per il rico-noscimento dei macroinvertebrati deicorsi d’acqua italiani, ProvinciaAutonoma di Trento, 191 pp.

TACHET H., RICHOUX P., BOURNAUD M.,USSEGLIO-POLATERA P., 2000. Invertébrésd’eau douce. Systematique, biologie,écologie. CNRS Editions, Paris.

BIOLBIOLBIOLBIOLBIOLOGIAOGIAOGIAOGIAOGIAAMBIENTAMBIENTAMBIENTAMBIENTAMBIENTALEALEALEALEALE NORME PER GLI AUTORINORME PER GLI AUTORINORME PER GLI AUTORINORME PER GLI AUTORINORME PER GLI AUTORI

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integrated approach to management of coastal aquatic resources.A case study from Jervis Bay, Australia. Aquatic Conservation: marineand freshwater ecosystems, 4: 57-73.

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Volume 19Numero 1Ottobre 2005

SOMMARIO

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1 Sessione Introduttiva

9 Sessione Ecoregioni ed ecotipi

39 Sessione Fauna

71 Sessione Vegetazione

117 Sessione Ecotossicologiae rischio ambientale

141 Sessione POSTER

Documents

BIOLOGIA ISSN 1129-504X · policy. The basic principles and the objectives of the directive were largely anticipated into the Italian legislation with the legislative decree 152/99