Edizioni Pubblicità Italia

Il Pesce nr. 6, 2012

Rubrica: La pagina scientifica
Articolo di Saroglia M. , Ceccuzzi P. , Antonini M. , Terova G. ,
(Articolo di pagina 144)

Gestione della popolazione di persico reale (Perca fluviatilis) nel lago di Varese

Parte VI

4.2 Allevamento in risaia
Alla fine del mese di maggio 2008, 2009 e 2010 è stata effettuata una prova di accrescimento di larve di persico nelle acque di una risaia ritirata dalla produzione agricola. La Comunità europea, per far fronte agli eccessi produttivi di cereali, ha contingentato le produzioni agricole fino alla fine del 2008 (Regolamento CE n. 1272/1988), invitando gli agricoltori a destinare una parte della superficie agricola alla “non coltura” o ad usi alternativi (terreni detti set-aside), il tutto collegato a incentivi economici e ai criteri d’attuazione della politica agricola comunitaria (PAC). È stata individuata una risaia disponibile nelle vicinanze del comune di Mortara (Pavia) e il 25 maggio 2008, il 30 maggio 2009 e 2010 vi sono state immesse circa 30.000 larve ottenute da un nastro deposto in vasca dallo stock di riproduttori del Tinella. La superficie messa a disposizione è stata di circa 1200 m2. L’acqua usata per il riempimento della risaia derivava in parte da una risorgiva localizzata vicino alla risaia stessa e in parte da un canale ir-riguo. Il flusso d’acqua poteva essere regolato a piacere, entro 0,2 e 1,2 m3/min. Nel 2010, a differenza delle due annate precedenti, la risaia è stata preparata con un solco centrale profondo circa 90 cm e largo 1,5 m. Questo solco è stato ideato per poter facilitare le attività di recupero del pesce e per ridurre la predazione da parte di uccelli ittiofagi come la garzetta (Egretta garzetta) e l’airone cenerino (Ardea cinerea), nella zona molto abbondanti. Nello stesso tempo il solco potrebbe facilitare lo svi-luppo dello zoobenthos, importante a-limento per gli avannotti di persico.
Durante le prove, ogni 15 giorni, sono stati monitorati i principali parametri chimico-fisici dell’acqua in ingresso e in uscita: concentrazione e percentuale di saturazione di ossigeno, temperatura e pH. Oltre a ciò, con scadenza mensile, è stato effettuato un monitoraggio dell’accrescimento dello stock. Con l’ausilio di una “bilancia” con maglia da 0,5 cm venivano pescati circa 50 individui sui quali venivano effettuate una serie di misurazioni biometriche: lunghezza totale (cm), lunghezza standard (cm) e peso (g).
Durante i campionamenti veniva anche osservato l’aspetto esterno degli individui catturati al fine di determinare la presenza di parassiti o segni di batteriosi in corso. Il 18 settembre 2008 e il 12 ottobre 2009 la risaia è stata svuotata e tutti gli individui presenti (n ≈ 13.500 nel 2008 e n ≈ 15.600 nel 2009) sono stati prelevati e trasportati presso l’incubatoio ittico del Tinella. Dopo un periodo di quarantena, circa il 90% di essi è stato liberato nel lago, mentre una piccola parte è stata mantenuta in impianto a integrazione dello stock di avannotti presente.
I campionamenti effettuati nella risaia per il monitoraggio dello stock hanno mostrato una crescita costante in tutte e due le annate. Tenendo conto che la prova del 2010 è tuttora in corso, riportiamo comunque i primi dati relativi al tasso di accrescimento delle post-larve immesse. Il peso medio degli avannotti derivanti dalla risaia alla fine di settembre 2008 e 2009 (rispettivamente 2,17 ± 0,6 g e 2,19 ± 0,7 g) non mostra differenze significative (p > 0,05). Come riportato nello stesso grafico, effettuando un confronto tra pesci allevati in vasca e in risaia per le tre annate, il peso medio finale degli avannotti allevati in risaia nel 2008 e nel 2009 è risultato significativamente inferiore (p < 0,05) rispetto a quello ottenuto in vasca (5,08 ± 1,6 g). I primi dati rilevati alla prova 2010, mostrano per il mese di luglio un peso medio delle post-larve di 1,48 ± 0,37 g), anch’esso significativamente inferiore (p < 0,05) rispetto a quello dello stock allevato in vasca (2,08 ± 1,6 g) (Figura 2).
Effettuando però un confronto tra il peso medio dei persici allevati in risaia nel mese di luglio 2010 con quelli delle due annate precedenti, si osserva che le post-larve allevate nel 2008-2009 sono significativamente più piccole (0,27 ± 0,1 g) rispetto a quelle allevate nel 2010 (p < 0,05). Tenendo conto di tale tasso di accrescimento, riportiamo in Figura 2 un tentativo di previsione del peso che potrebbero raggiungere gli avannotti nel mese di agosto e settembre 2010. Questo dato, che è del tutto previsionale e andrà poi confermato durante i prossimi campionamenti, mostra performance di accrescimento sicuramente migliori rispetto a quelle osservate precedentemente. Il maggiore tasso di crescita che si sta prospettando per il 2010 potrebbe essere dovuto innanzitutto alla presenza del solco al centro della risaia precedentemente descritto, che funge sia da rifugio che da zona di foraggiamento per gli avannotti. Oltre a ciò, la presenza del solco ha limitato anche lo sviluppo eccessivo di macrofite acquatiche (i.e. Carex sp.), che nel 2008 e nel 2009 avevano invece raggiunto densità tali da limitare gli spostamenti degli avannotti, i quali stazionavano nelle zone dove la densità di piante acquatiche si era mantenuta più bassa. Negli stessi anni, a causa di questa grande produzione di piante acquatiche in pochi centimetri d’acqua, anche la ricerca dell’alimento potrebbe essere risultata difficoltosa, innescando fenomeni di competizione intraspecifica e cannibalismo.
A questo proposito potrebbe essere consigliabile in futuro un diserbo preventivo della risaia in aprile-maggio, prima dell’immissione degli avannotti. Inoltre, anche le condizioni metereologiche verificatesi nel 2010 potrebbero aver favorito il crearsi di un substrato alimentare particolarmente ricco.
L’incidenza di tali variabili biotiche e abiotiche, unite alla non costante disponibilità di alimento durante il periodo di allevamento in risaia, potrebbero essere le principali cause da cui dipendono le ampie differenze di taglia osservate tra i persici allevati in vasca e quelli allevati in ambiente seminaturale. In futuro sarà pertanto necessario lavorare per il miglioramento della produzione di zoobenthos nell’ambiente di risaia.
La percentuale di sopravvivenza (2008-2009) degli avannotti non ha superato il 25% (circa 7.200 individui) e la causa potrebbe essere dovuta principalmente alla predazione da parte di uccelli ittiofagi come aironi cenerini (Ardea cinerea), garzette (Egretta garzetta) e altri Ardeidi spesso presenti sulle rive e all’interno della risaia. Se da un lato le piante acquatiche cresciute nella risaia hanno limitato gli spostamenti del pesce compromettendone le performance di accrescimento, dall’altro hanno sicuramente contribuito alla sua protezione. Per quanto riguarda invece il 2010, i primi rilevamenti hanno mostrato una maggiore presenza di persico rispetto alle annate precedenti, soprattutto a livello della zona del solco. Sulla base del campionamento di luglio si può per ora prevedere una percentuale di sopravvivenza finale prossima al 50% dello stock immesso.
La tecnica di svezzamento e al-levamento del novellame di persi-co in risaia, pur lasciando spazi a successivi miglioramenti, si mostra particolarmente promettente per la produzione a costi contenuti di una sufficiente quantità di persico da immettere nel lago di Varese. Le limitazioni indotte dalla necessità di svuotare la risaia entro il mese di settembre o inizi di ottobre non è di per sé un ostacolo, in quanto i giovanili 0+ di oltre 6 mesi ottenuti sarebbero già in grado di affrontare le successive fasi di sviluppo nel lago, con perdite da predazione molto contenute. Inoltre, le immissioni di pesce allo scopo di ripopolamento degli stock ittici naturali dovrebbero essere effettuate con pesci caratterizzati da “rusticità” tipica dei pesci selvatici (Forneris et al., 1996), caratteristica presente nei persici allevati in risaia su catena trofica naturale.

4.3 Allevamento in accumulatore 
di plancton
Larve e post-larve di persico, per la loro alimentazione zooplanctofaga, crescono efficacemente nelle acque del lago di Varese, affrontando tuttavia imponenti rischi di predazione. Una fase di allevamento in ambiente protetto, come ad esempio in gabbie di rete flottanti, annulla da un lato la minaccia costituita dai predatori, limitando però la disponibilità di risorsa alimentare. L’illuminazione notturna all’interno delle gabbie, sfruttando il fototattismo [movimento di un organismo guidato da stimoli luminosi] degli organismi planctonici, potrebbe almeno in parte ovviare al problema, attirando il plancton e concentrandolo all’interno della gabbia di rete. Il pesce persico è una specie che si presta a un tipo di allevamento in ambienti confinati (gabbie galleggianti, vasche, ecc…) grazie alle sue abitudini gregarie, alla relativamente bassa aggressività e alla dieta sufficientemente opportunista (Fontaine et al., 1996).
Al fine di valutare il beneficio di tale tecnica, nel 2008 è stata allestita una gabbia di rete galleggiante e sono state effettuate prove di allevamento. La struttura utilizzata per le prove è stata posta nella zona nord del bacino, vicino alla foce del torrente Tinella. La gabbia, con un volume di 2,5 m3, veniva illuminata durante le ore notturne da una lampada led (60 W, 24 V) alimentata da una batteria ricaricabile collegata a un pannello solare. Il pannello e la batteria erano posizionati su di una piccola piattaforma galleggiante, vicina alla gabbia (Figura 1). Per poter valutare le dinamiche dello zooplancton sia all’interno che all’esterno della gabbia, sono stati effettuati campionamenti settimanali durante tutto il periodo della sperimentazione. Il primo campionamento è stato effettuato nel corso di un intero ciclo di 24 ore, per poter osservare quali fossero le ore di maggiore accumulo; visti i primi risultati, gli altri campionamenti sono stati effettuati solo durante ore notturne.
Ogni ciclo di campionamenti prevedeva il prelievo di tre campioni d’acqua in tre diversi punti: un punto di controllo posto a 15 m dalla gabbia, un punto a ridosso della rete esterna della gabbia e un terzo punto all’interno della stessa. I campioni venivano prelevati mediante bottiglia di Ruttner dalla capacità di 1 litro. Durante i prelievi venivano monitorati anche alcuni parametri chimici e fisici dell’acqua, quali concentrazione e percentuale di saturazione di ossigeno, assieme a temperatura (°C) e pH. Queste misure venivano ripetute per ogni metro della colonna d’acqua, partendo dalla superficie fino al fondo (–7 m). La densità dello zooplancton nei campioni prelevati è stata valutata tramite filtrazione su filtri da 4,9 cm di diametro e porosità 0,45 µm. Tutti gli organismi contati e osservati sono stati classificati a livello di genere tramite l’utilizzo di manuali specifici (CNR: Guide per il riconoscimento delle specie animali delle acque interne).
Nel corso del primo campionamento di 24 ore, la densità di zooplancton all’interno della gabbia durante le ore diurne è risultata pari a 10 (± 4) zooplanctonti l–1, significativamente inferiore (p < 0,05) rispetto alle ore notturne, quando la luce veniva accesa e lo zooplancton attirato all’interno. L’accumulo maggiore è stato osservato tra le ore 23:00 e le 3:00, orari in cui erano presenti rispettivamente 933 (± 15) zooplanctonti l–1 e 1.913 (± 11) zooplanctonti l–1. Il numero di zooplanctonti per litro nel punto di controllo si è mantenuto pressoché costante (27 ± 19 zooplanctonti l–1), sia durante il giorno che durante la notte. Il grafico di Figura 3 indica l’accumulo medio tra le 23:00 e le 3:00 durante tutto il periodo di sperimentazione di 90 giorni. Come indicato da altri autori (Mamcarz, 2001; Skrzypczak et al., 1998), la densità di organismi zooplanctonici osservati all’interno della gabbia durante le ore notturne (933 ± 15 zooplanctonti l–1) è risultata significativamente più alta (p < 0,05) sia rispetto alle altre ore della giornata (10 ± 4 zooplanctonti l–1) che nel punto di controllo (27 ± 19 zooplanctonti l–1). Il numero medio di zooplanctonti per litro riscontrato nel corso delle ore notturne è stato di 997 ± 130,8 zooplanctonti l–1. Calcolando un volume d’acqua totale interessato dalla luce di circa 250 l, è stato stimato il numero di organismi disponibili per ogni individuo, che è risultato di circa 830 zooplanctonti per pesce. Pur trattandosi di un ordine di grandezza simile a quello riscontrato durante le prove di laboratorio e, pur permettendo il mantenimento di un’alimentazione di base per le post-larve, è comunque molto inferiore alla capacità predatoria osservata durante le prove di laboratorio che può raggiungere, con adeguata disponibilità di prede, anche 14.000 zooplanctonti consumati nell’arco di 14 ore di luce. I dati indicano pertanto un’alimentazione subottimale, al fine di ottenere gli standard di crescita che potenzialmente le post-larve di persico possono raggiungere.
Per quanto concerne la tasso-nomia, i generi di zooplancton presenti nella gabbia, classificati con i conteggi in laboratorio, sono risultati gli stessi di quelli presenti nel lago. Il sottordine dei Cladoceri è stato rappresentato maggiormente dai generi Daphnia sp., Leptodora sp., Bosmina sp. e Chydorus sp. La sottoclasse dei Copepodi era dominata dai generi Cyclops sp., Eudiaptomus sp. e Mesocyclops sp., mentre i Rotiferi sono risultati principalmente rappresentati dai generi Keratella sp., Testudinella sp. e Kellicotia sp. Le percentuali dei tre taxa, durante i 90 giorni di sperimentazione, variavano in base al ciclo naturale di ciascuno di essi nel bacino lacustre.
In media, i Cladoceri rappresentavano il 40,2%, i Copepodi il 25,2 e i Rotiferi il 34,6%. I dati raccolti sono risultati simili a quelli osservati da altri autori che hanno effettuato prove di allevamento in laghi eutrofici (Žiliukiene e Ziliukas, 2006; Žiliukiene, 2004).
All’inizio della sperimentazione, le post-larve presentavano un peso medio di 0,25 ± 0,082 g, significativamente inferiore (p < 0,05) a quello di pesci presumibilmente della stessa classe d’età pescati in ambiente naturale (4,37 ± 0,78 g). Alla fine del periodo di permanenza in gabbia, gli avannotti avevano raggiunto un peso (5,9 ± 1,88 g) che anche in questo caso era significativamente inferiore (p < 0,05) rispetto ai coetanei pescati in lago (15,9 ± 4,25 g).
Questa differenza di accrescimento potrebbe dipendere dal fatto che sia in vasca durante le prime fasi di svezzamento che in gabbia le risorse alimentari a disposizione dello stock allevato erano limitate rispetto all’ambiente naturale, dove il pesce poteva spostarsi liberamente alla ricerca delle prede. Infatti Guma’a (1978b) ha osservato che, nel lago Windermere (Scozia), larve di persico a una taglia di 15 mm tendono a selezionare Cladoceri e Copepodi di grandi dimensioni (3.000 µm) e sono già in grado di catturare organismi bentonici (es. Chironomidi). In più la lunghezza media delle prede osservate negli stomaci è risultata maggiore rispetto alla lunghezza media degli organismi formanti la comunità zooplanctonica. Quindi larve e post-larve di persico tendono a selezionare prede di maggiori dimensioni in relazione all’aumento del fabbisogno energetico.
Secondo Nikolsky (1963), una dieta planctofaga prolungata non garantisce un bilancio energetico positivo, perciò è necessario il passaggio ad altri tipi di prede, caratterizzate da un rewarding più vantaggioso e con valori nutrizionali più elevati.
Quindi il fatto che i pesci siano rimasti confinati all’interno della gabbia e che abbiano avuto accesso a risorse alimentari meno varie e più limitate o di minori dimensioni, rispetto ai coetanei selvatici, ha fatto sì che all’aumentare della taglia del predatore non si sia verificato il passaggio verso una dieta energeticamente più adeguata come, per esempio, larve e pupe di Chironomidi (Žiliukiene e Ziliukas, 2006) riducendo così il tasso di accrescimento.
Per quanto riguarda il tasso di accrescimento specifico (SGR%) calcolato per lo stock di pesci allevati in gabbia per 90 giorni, è risultato dell’1,4% contro quello dei selvatici del 3,51% (Tabella 4.7). Valori di SGR di questo tipo sono giustificati dal fatto che gli stock ittici su cui sono stati calcolati avevano taglie di partenza significativamente differenti. Infatti, il peso iniziale delle post-larve poste nella gabbia nel mese di giugno 2007 (0,25 ± 0,08 g) è risultato significativamente inferiore (p < 0,05) rispetto a post-larve selvatiche (4,7 ± 0,8 g), pescate nello stesso periodo. Alla fine dei 90 giorni la differenza di peso dei pesci allevati e dei selvatici era ulteriormente aumentata, con rispettivamente 5,9 ± 1,88 g e 15,9 ± 4,25 g.
Durante il periodo di allevamento, la maggior parte dei pesci trovati morti all’interno della gabbia riportava segni di attacchi da parte di altri compagni. Alla fine dei 90 giorni, il tasso di sopravvivenza degli avannotti è stato del 60,7%, valore simile a quello ottenuto da Mamcarz et al. (2001) nel lago Maroz (Polonia) con larve di aspio (Aspius aspius) (57,5%), ciprinide predatore che durante gli stadi giovanili presenta una dieta paragonabile a quella del persico.
La bassa densità di zooplancton durante le ore diurne che si verificava all’interno della gabbia e l’impossibilità di effettuare spostamenti potrebbero aver causato un aumento dei casi di cannibalismo tra gli individui allevati. Il tasso di sopravvivenza dello stock allevato con questo sistema è quindi strettamente legato alle abitudini alimentari e all’aggressività della specie allevata.
Come osservato da Rösch e Eckman (1986), nel caso di specie non carnivore allevate in gabbie illuminate e in assenza di malattie o parassitosi, il tasso di sopravvivenza può aumentare considerevolmente raggiungendo anche valori vicini al 90%. Oltre al cannibalismo, altri problemi possono intervenire nell’allevamento in gabbie galleggianti, come basse densità di zooplancton dovute alle dinamiche naturali, presenza di altre specie planctofaghe (Scardinius erythrophtalmus, Coregonus sp.) al di fuori della gabbia che possono ridurre le risorse alimentari in ingresso, malattie e parassitosi che in alcuni casi possono anche decimare lo stock allevato (Champigneulle e Béltran, 1996).

4.3.1 Monitoraggio delle acque
Già durante i primi anni 70 del XX secolo, l’eutrofizzazione delle acque del lago di Varese aveva compromesso in parte gli equilibri della catena trofica comportando una drastica riduzione degli stock ittici pregiati, tra i quali anche quelli di persico (Giorgetti e Zanetti, comunicazione personale). L’anossia degli strati profondi, la forte produttività epilimnica e fenomeni di up-welling che spesso si verificano durante i periodi estivo e autunnale, possono arrecare forti disagi alla fauna ittica provocando spesso morie massive di pesce. Queste caratteristiche hanno reso necessario, specialmente durante le prove di allevamento in gabbia, il monitoraggio costante di alcuni dei principali parametri fisici dell’acqua, quali temperatura, ossigeno disciolto, pH. Nel corso delle prove e in occasione dei campionamenti ittici, sono state effettuate anche analisi dell’acqua per la titolazione dei principali inquinanti quali azoto ammoniacale e nitroso. Per una approfondita documentazione sulla qualità delle acque del lago di Varese, si rimanda alla documentazione dell’ARPA (2009). Le informazioni di seguito riportate sono limitate ai parametri di qualità, che nel lago di Varese sono critici per la vita del persico, monitorati nel corso della prova di allevamento in gabbia galleggiante.

Temperatura
La temperatura nei mesi estivi ha mostrato un andamento tipico di un lago meromittico durante la condizione di stratificazione termica (Lalumera, 2003), con temperature elevate negli strati superficiali (23,5 ± 1,94°C ad 1 metro di profondità) e temperature più basse (19 ± 1,15°C a 7 metri di profondità) al di sotto del termoclino localizzato tra 3 e 4 metri di profondità. La temperatura media dell’acqua osservata nei primi 4 m della colonna d’acqua è stata di 23,3 ± 1,93°C, mentre tra i 5 m di profondità e il fondo (7 m), si è assistito ad una diminuzione netta della temperatura di circa 3,5°C. La temperatura rilevata durante la sperimentazione, nei primi tre metri della colonna d’acqua, è risultata tra 21 e 25,4°C, ossia vicina all’optimum termico per il persico, come indicato da Ferguson (1958) e Hokanson (1977).


Ossigeno
La specie, in relazione alla temperatura e alla qualità dell’acqua, può sopravvivere anche in presenza di concentrazioni piuttosto basse di O2, ossia fino a 2,5 mg/l (Thorpe, 1977), anche se il livello critico, al di sotto del quale le attività metaboliche del persico risultano ridotte al minimo, è di 7 mg/l a 20°C (Fry, 1957). La curva dell’andamento della concentrazione di ossigeno mostra un andamento clinogrado. In questi casi la concentrazione di ossigeno mostra una variabilità accentuata all’interno della colonna d’acqua. In superficie si osservava una leggera sovra-saturazione di O2 (113%) con una concentrazione media di 9,5 ± 2,05 mg/l. All’aumentare della profondità, la concentrazione tendeva a diminuire fino a –3 m (7,56 ± 1,38 mg/l). Al di sotto dei 4 metri avveniva un calo drastico della concentrazione di ossigeno, che sul fondo (–7 m) si attestava su un valore medio di 0,27 ± 0,50 mg/l. In una sola occasione, durante il nostro monitoraggio, a causa di un fenomeno di up-welling (20-08-2007) che ha rimescolato in parte le acque ipolimniche con quelle epilimniche, la concentrazione di ossigeno è scesa fino a un valore di 6,5 mg/l anche in superficie.

Le condizioni di anossia degli strati ipolimnici rimangono un problema irrisolto nel lago di Varese. La perdurante condizione di scarsa ossigenazione degli strati profondi e la presenza di sacche anossiche influiscono sugli equilibri all’interno della comunità ittica, sfavorendo ampiamente le specie più esigenti in favore di specie euriecie infestanti, come per esempio il carassio.

pH
Il pH ha mostrato un andamento paragonabile a quello della temperatura e dell’ossigeno disciolto, anche se il campo di variazione tra superficie e fondo è risultato di un solo punto di pH. Il valore medio registrato nell’intera colonna d’acqua è stato molto elevato, pari a 9,08 ± 0,32, tuttavia è stato osservato che i valori registrati a sette metri di profondità erano leggermente meno alcalini di quelli superficiali (8,6 ± 0,21). Il valore di pH fortemente alcalino nello strato epilimnico è indubbiamente dovuto all’elevata produzione primaria e al conseguente utilizzo della CO2 libera da parte del fitoplancton (Lalumera, 2003). Viceversa, l’abbassamento del pH nello strato ipolimnico è da attribuirsi all’ambiente riducente che si viene a creare in condizioni di ipossia/anossia. La biodegradazione delle particelle di sedimento consuma ossigeno, ne consegue una riduzione della concentrazione e un accumulo di anidride carbonica, con un conseguente abbassamento del pH. Lalumera (2003) riporta il pH medio nella colonna d’acqua pari a 7,8 con un minimo di 6,3 fino a un massimo di 10,6 nel corso del 2003. La letteratura riporta che il persico può sopravvivere a valori di pH compresi tra 5,0 e 10,0 (Craig, 2001; Dawn et al., 2005).
In condizioni di pH superiori a 10, però, si osserva una difficoltà nell’escrezione di ammoniaca, con conseguente aumento dell’ammoniaca. Inoltre in queste condizioni si osservano diversi tipi di disfunzioni fisiologiche a danno della funzionalità muscolare e branchiale (Dawn et al., 2005). Al contrario, livelli di pH < 5 possono causare alti tassi di mortalità nelle popolazioni di persico presenti in laghi con bassa alcalinità e alte concentrazioni di alluminio in soluzione. Bassi livelli di pH sono associati ad elevate concentrazioni di alluminio nel sangue a causa della sua solubilità a pH < 5,5.
Quando il pH aumenta, l’alluminio precipita causando il blocco della capacità respiratoria delle branchie (Linløkken et al., 2007). Un fenomeno analogo potrebbe presentarsi nel lago di Varese anche nei confronti di terre quali il Lantanio, qualora venissero eventualmente utilizzate per la segregazione del fosforo in eccesso.

Composti dell’azoto
Il persico è molto sensibile ai composti dell’azoto come ammoniaca e nitriti, soprattutto nello stadio larvale. Dati di letteratura (Toner e Rougeot, 2008) riportano come la concentrazione massima di ammoniaca indissociata alla quale larve di persico possono sopravvivere sia 0,02 mg/l (Tabella 4.8). L’equilibrio dell’azoto ammoniacale (NH3 —> NH4) è controllato dal pH della soluzione. Con l’aumentare del pH aumenta la percentuale di azoto ammoniacale in forma non ionizzata (N-NH3) che è tossica. Ciò si verifica con gli elevati valori di pH del lago che favoriscono la presenza di ammoniaca in forma tossica. La sensibilità all’azoto ammoniacale è diversa tra le specie ittiche ed è anche influenzata da altri fattori, quali temperatura e pressione di ossigeno.
Secondo Rand e Petrocelli (1985), in acqua dolce, un’esposizione cronica a concentrazioni di ammoniaca vicine a 0,05 mg/l comporta problemi per i pesci. In letteratura sono riportate raccomandazioni per le concentrazioni di ammoniaca indissociata in ambiente acquatico. I dati riportano come concentrazione critica per l’azoto ammoniacale in acqua dolce valori < 0,1 mg/l come N-NH3 (Emerson et al., 1975; EIFAC, 1986). In relazione poi alla diversa sensibilità della specie e allo stadio vitale, le concentrazioni di azoto ammoniacale critiche variano da un minimo di 0,02 mg/l per pesci allo stadio larvale, 0,07 mg/l per specie adulte sensibili come i salmonidi e < 0,1 mg/l per le specie più resistenti come i ciprinidi limnofili (carpa, carassio, ecc…) (Messer et al., 1984).
Elevati livelli di azoto ammoniacale possono debilitare il pesce, rendendolo più vulnerabile a parassitosi o malattie, incidendo quindi anche indirettamente sul tasso di mortalità (Hargreaves & Kucuk, 2001).
Purtroppo gli effetti di un’esposizione per lunghi periodi del pesce all’ammoniaca non sono del tutto chiari e sono limitati ad alcune delle principali specie allevate come la trota o la spigola (Pinto et al., 2007). Lee (2008) ha svolto uno studio sulla tossicità dell’ammoniaca nel persico giallo (Perca flavescens), riportando, per l’ammoniaca, un valore letale per il 50% degli individui (LC50) pari a 0,77 mg/l, ma si è trattato di esposizioni acute per 2-4 giorni.
L’Agenzia per la Protezione dell’Ambiente Americana (USEPA, 1985) riporta come limite massimo, da non superare in ambiente naturale, una concentrazione di ammoniaca pari a 0,07 mg/l.
Secondo dati dell’ARPA nel 2008, nel lago di Varese la concentrazione di N-NH3 ha superato tale limite nel mese di ottobre, dove ha raggiunto nell’epilimnio valori superiori a 0,08 mg/l. Nell’ipolimnio invece le concentrazioni sono risultate superiori a 0,13 mg/l. Probabilmente questo avvenimento è stato casuale e limitato nel tempo, visto che negli altri mesi dell’anno le concentrazioni di N-NH3 nell’epilimnio sono sempre risultate significativamente più basse rispetto al limite indicato in letteratura. Se però il fenomeno dovesse verificarsi nei mesi primaverili (aprile-maggio), quando la maggior parte delle specie ittiche si riproduce, potrebbero verificarsi mortalità massive degli stadi larvali e post-larvali.
Anche il nitrito (NO2) è tossico per la fauna ittica, se raggiunge concentrazioni superiori a 0,1 mg/l (Wickins, 1981; USEPA, 1985). La concentrazione di nitrito (NO2) nel lago di Varese per il 2008, riportata da ARPA (2009), supera il livello di guardia solo negli strati profondi e durante il periodo di massima stratificazione delle acque.
In conclusione, alcuni parametri di qualità che caratterizzano le acque del lago di Varese diventano spesso marginali riducendo il volume idrico nel quale il persico può sopravvivere, crescere e riprodursi. Non possiamo escludere che condizioni di per sé estreme non abbiano selezionato un genotipo di Perca fluviatilis adattato alla sopravvivenza agli elevati valori di pH o di ammoniaca che si osservano nel lago di Varese.


Marco Saroglia
Pietro Ceccuzzi
Micaela Antonini
Genciana Terova


Nota
Hanno collaborato anche Fabio Brambilla, Samuela Corà, Simona Rimoldi, Mattia della Torre, Alessandro Bardelli, Daniele Tamburini, Sebastian Prati


Corresponding author:

Prof. Marco Saroglia
Dipartimento di Biotecnologie e Scienze della Vita (DBSV)
Università dell’Insubria, Varese
marco.saroglia@uninsubria.it

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