УНИВЕРЗИТЕТ У КРАГУЈЕВЦУ ПРИРОДНО-МАТЕМАТИЧКИ ФАКУЛТЕТ Aнa Петровић MОГУЋНОСТИ КОРИШЋЕЊА БАЗЕ ПОДАТАКА У СТРАТЕГИЈИ КОНЗЕРВАЦИЈЕ БИОДИВЕРЗИТЕТА МАКРОБЕСКИЧМЕЊАКА КОПНЕНИХ ВОДА НА НАЦИОНАЛНОМ НИВОУ Докторска дисертација Крагујевац, 2014. године Ана Петровић Докторска дисертација I Аутор Име и презиме: Ана Петровић Датум и место рођења: 24.06.1978. године, Крагујевац Садашње запослење: Универзитет у Крагујевцу, Природно-математички факултет, Институт за биологију и екологију, звање асистент II Докторска дисертација Наслов: Mогућности коришћења базе података у стратегији конзервације биодиверзитета макробескичмењака копнених вода на националном нивоу Број страница: 237 Број слика: 22 табелe, 4 слике Број библиографских података: 423 Установа и место где је рад израђен: Универзитет у Крагујевцу, Природно-математички факултет Научна област (УДК): Општа екологија, Биоценологија, Хидробиологија, Биогеографија (574). Природа. Изучавање и чување природе. Заштита природе и живог света (502/504) Ментор: Проф. др Владица Симић, Универзитет у Крагујевцу, Природно-математички факултет III Оцена и одбрана Датум пријаве теме: 26.12.2012. године Број одлуке и датум прихватања докторске дисертације: Комисија за оцену подобности теме и кандидата: 1. Др Владица Симић, ванредни професор Природно-матемaтичког факултета у Крагујевцу, ужа научна област: Екологија, биогеографија и заштита животне средине; 2. Др Александар Остојић, ванредни професор Природно-матемaтичког факултета у Крагујевцу, ужа научна област: Екологија, биогеографија и заштита животне средине; 3. Др Момир Пауновић, виши научни сарадник Института за биолошка истраживања „Синиша Станковић” у Београду ужа научна област: Биологија (Хидроекологија) Комисија за преглед и одбрану докторске дисертације: Др Владица Симић, ванредни професор, ментор, Природно-математички факултет, Универзитет у Крагујевцу Ужа научна област: Екологија, биогеографија и заштита животне средине Др Александар Остојић, ванредни професор, Природно-математички факултет, Универзитет у Крагујевцу Ужа научна област: Екологија, биогеографија и заштита животне средине Др Момир Пауновић, виши научни сарадник Института за биолошка истраживања „Синиша Станковић” у Београду Ужа научна област: Биологија (Хидроекологија) Датум одбране докторске дисертације: Ана Петровић Докторска дисертација Мом Јовану Ана Петровић Докторска дисертација Захвалница Прошло је много времена од самог почетка, тј. осмишљавања теме ове докторске дисертације па до њене израде, те је сасвим логично да осећам дужну захвалност према великом броју људи који су били уз мене. Велику захвалност дугујем мом ментору др Владици Симићу, ванредном професору Природно-математичког факултета Универзитета у Крагујевцу за помоћ приликом избора теме и за подршку и непрекидну сарадњу током истраживања и израде докторске дисертације. Др Александру Остојићу, ванредном професору Природно-математичког факултета Универзитета у Крагујевцу, захваљујем се на помоћи и корисним саветима током писања докторске дисертације. Др Момиру Пауновићу, вишем научном сараднику Института за биолошка истраживања „Синиша Станковић“ у Београду, дугујем захвалност за корисне сугестије и помоћ током израде дисетације Др Снежани Симић, ванредном професору Природно-математичког факултета Универзитета у Крагујевцу, захваљујем на помоћи, разумевању и интересовању за мој рад. Захвалност дугујем колеги др Ђурађу Милошевићу, асистенту Природно- математичког факултета Универзитета у Нишу, на подршци, као и непосредној и срдачној сарадњи током реализације ове докторске дисертације. Драге моје колеге Александра, Симона, Наташа, Милена, Марко и Владо, хвала вам. Посебну захвалност дугујем пријатељици Невени Ђорђевић, за несебичну помоћ, подршку током свих година заједничког рада, као и током израде дисертације, без које би рад на овом докторату био сасвим сигурно другачији и тежи. На крају, захвалност дугујем мојој породици на стрпљењу, подршци и пре свега великој љубави коју су ми увек несебично давали. Ана Петровић Ана Петровић Докторска дисертација Mогућности коришћења базе података у стратегији конзервације биодиверзитета макробескичмењака копнених вода на националном нивоу Резиме: За ефикасно управљање различитим областима, па и активностима везаним за заштиту биолошке разноврсности, веома је важан квалитет, квантитет и организација података. Из тог разлога су формиране бројне базе података које омогућавају складиштење, проверу и анализу података. Досадашња истраживања указују да су базе података важне за конзервацију биодиверзитета. Циљеви овог истраживања били су: формирање базе података на основу које се стиче увид о биодиверзитету акватичних екосистема Србије, са посебним освртом на акватичне макробескичмењаке; израда списка свих врста макробескичмењака констатованих у копненим водама Србије; одређивање центара диверзитета макробескичмењака по речним сливовима и, коначно, дата је концепција стратегије и приоритет конзервације акватичних макробескичмењака на националном нивоу. Како би се применила разрађена стратегија конзервације акватичних макробескичмењака на националном нивоу, формирана је база података под називом Биодиверзитет Акватичних Екосистема Србије, ex situ заштита, BAES ex situ. База података BAES садржи податке о налазима макробескичмењака у воденим екосистемима на подручју Србије, почевши од првог библиографског налаза из 1873. године до данас. На основу података из базе формиран је и конципиран списак врста макробескичмењака забележених у воденим екосистемима Србије у периоду обухваћеном истраживањем (до 2012. године). Списак тренутно чине 995 врста, које су сврстане у 23 животињске групе. Највећи диверзитет је забележен у групама Diptera и Trichoptera, затим следе Plecoptera, Ephemeroptera Oligochaeta и Odonata. Анлизом базе података одређени су центри диверзитета за поједине групе макробескичмењака. Брдско-планинска подручја Србије, на којима се највећим делом налазе сливови Јужне и Западне Мораве су центри диверзитета за групе Insecta, и то пре свега за групе Diptera, Trichoptera, Plecoptera и Ephemeroptera, док су равничарске реке Дунав и Сава центри диверзитета: Gastropoda, Bivalvia, Oligochaeta, Hirudinea, Amphipoda и Odonata. Предлог стратегије се огледа у надовезивању на IUCN категорије, али филтрирањем података из базе врши се селекција и издвајају се врсте које су означене као локално значајне јединице конзервације (ЛЗЈК). На основу глобалних и регионалних IUCN критеријума извршена је процена степена угрожености за таксоне са статусом ЛЗЈК. Као резултат добија се локална Црвена листа угрожених врста акватичних макробескичмењака. Како би се одредио ризик од изумирања и приоритет конзервације на локалном нивоу извршено је тестирање модификованог модела ESHIPPO. Модел ESHIPPO је примењен на следећим групама организама: Plecoptera, Ephemeroptera и декаподни ракови из фам. Astacidae. Применом стратегије показало се да 14 врста из групе Plecoptera и 10 врста из групе Ephemeroptera имају умерен ниво ризика од изумирања и II степен приоритета конзервације на националном нивоу. Приоритет у конзервацији и I степен заштите има Ана Петровић Докторска дисертација врста племенитог речног рака Astacus astacus у односу на врсту Austropotamobius torrentium. Стратегија је показала да врсте са истим степеном угрожености могу имати различит ниво ризика од изумирања, а самим тим и приоритет конзервације на локалном нивоу. Kрајњи резултат нашег истраживања су финални извештаји базе за угрожене врсте акватичних макробескичмењака у којима се предлажу мере конзерцавије које се прописују на основу IUCN критеријума, као и на основу процене степена локалног ризика од изумирања. Стратегија не само да има научни, већ и економски значај, јер се посебном анализом елемената модела „ES“ и „HIPPO“ издвајају фактори који највише утичу на угроженост дате врсте и на тај начин се предузимају најрационалније мере конзервације на националном нивоу. Ана Петровић Докторска дисертација Possibilities of using a database in the strategy of conserving the biodiversity of inland water macroinvertebrates at a national level Summary: For effective management of diverse areas and activities related to biodiversity conservation, the quality as well as quantity and organization of data are very important. For this reason a number of databases that allow storing, testing and analysis were formed. Previous researches suggest that databases are important for biodiversity conservation. The objectives of this study were: the establishment of a database based on which an insight into the biodiversity of aquatic ecosystems of Serbia is acquired, with special emphasis on aquatic macroinvertebrates; the creation of a list of all identified species of macroinvertebrates in the inland waters of Serbia; the determination of the centers of diversity of macroinvertebrates on river basins, and finally, presenting a strategy concept and a conservation priority in regard to aquatic macroinvertebrates at the national level. In order to implement the developed conservation strategy for aquatic macroinvertebrates at the national level, a database was created under the title Biodiversity of Aquatic Ecosystems of Serbia, ex situ conservation, BAES ex situ. The BAES database contains information on the findings of macroinvertebrates in aquatic ecosystems in Serbia, starting from the first bibliographic findings in 1873 until today. Based on the data from the database a list of macroinvertebrates was designed and constructed, with all the species recorded in the aquatic ecosystems of Serbia during the survey period (up to 2012). The list currently consists of 995 species, which are divided into 23 groups of animals. The highest diversity was recorded in groups of Diptera and Trichoptera, followed by Plecoptera, Ephemeroptera, Oligochaeta and Odonata. By analysing the database specific centers of diversity for each group of macroinvertebrates were determined. The mountainous areas of Serbia, where the basins of South and West Morava are mostly situated, are centers of diversity for the group of Insects, primarily for groups of Diptera, Trichoptera, Plecoptera and Ephemeroptera, whereas the plains of the Danube and Sava are centers of diversity: Gastropoda, Bivalvia, Oligochaeta, Hirudinea, Amphipoda and Odonata. The proposed strategy can be seen in reference to the IUCN categories, but by filtering the data from the database, the selection is made and the species, which are designated as significant to local units of conservation (lokalno značajne jedinice konzervacije - LZJK), are allocated. Based on the global and regional IUCN criteria levels of threat to the taxa with LZJK status were assessed. The result is a local Red List of endangered species of aquatic macroinvertebrates. In order to determine the risk of extinction and the priority of conservation on a local level the testing of a modified ESHIPPO model was carried out. The ESHIPPO model was applied to the following groups of organisms: Plecoptera, Ephemeroptera, and decapod crustaceans from the family of Astacidae. By applying the strategy it became clear that 14 species of the Plecoptera group and 10 species of the Ephemeroptera group have a moderate level of extinction risk and a degree II conservation priority at the national level. A species of the noble crayfish Astacus astacus has the conservation priority and protection level I in regard to the type Austropotamobius torrentium. The strategy has shown that species with the same degree of vulnerability may Ана Петровић Докторска дисертација have a different level of extinction risk, and therefore a conservation priority at the local level. The end result of our research are the final reports of the base for endangered species of aquatic macroinvertebrates in which conservation measures are proposed that are prescribed based on the IUCN criteria, and based on the assessment of the degree of risk of local extinction. The strategy is not only of scientific, but also of economic importance. By seperately analysing elements of the models "ES" and "HIPPO", the factors were identified that most influence the vulnerability of the given species and thus take the most rational conservation measures at the national level. Ана Петровић Докторска дисертација Садржај 1. Увод ........................................................................................................................................... 1 1.1. Конзервација акватичних макробескичмењака ........................................................................ 5 1.2. IUCN категорије угрожености таксона ........................................................................................ 7 1.3. Улога База података у стратегији конзервације биодиверзитета .................................... 11 1.4. База података «Биодиверзитет акватичних екосистема Србије» BAES - еx situ ....... 13 1.5. Досадашња истраживања акватичних макробескичмењака у Србији ........................... 13 2. Циљеви рада .......................................................................................................................... 16 3. Материјал и методе .............................................................................................................. 18 3.1. Подручје истаживања ........................................................................................................................ 19 3.1.1. Слив Црног мора ................................................................................................. 19 3.1.2. Дунав .................................................................................................................... 19 3.1.3. Сава ....................................................................................................................... 20 3.1.4. Тиса ....................................................................................................................... 20 3.1.5. Велика Морава ..................................................................................................... 20 3.1.6. Јужна Морава ....................................................................................................... 21 3.1.7. Западна Морава ................................................................................................... 21 3.1.8. Дрина .................................................................................................................... 22 3.1.9. Колубара ............................................................................................................... 22 3.1.10. Млава и Пек ....................................................................................................... 22 3.1.11. Тимок .................................................................................................................. 22 3.1.12. Слив Јадранског мора ....................................................................................... 23 3.1.13. Бели Дрим .......................................................................................................... 23 3.1.14. Слив Егејског мора ............................................................................................ 23 3.1.15. Пчиња ................................................................................................................. 23 3.1.16. Драговиштица .................................................................................................... 24 3.1.17. Лепенац............................................................................................................... 24 3.2. Методологија стратегије конзервације акватичних макробескичмењака ................... 26 3.2.1. Формирање, структура и садржај базе података BAES ex-situ ....................... 26 3.2.2. Формирање списка таксона акватичних макробескичмењака ........................ 31 3.2.3. Филтрирање или селекција врста акватичних макробескичмењака из формираног списка ........................................................................................................ 32 Ана Петровић Докторска дисертација 3.2.4. Процена степена угрожености врста са статусом локално значајних јединица конзервације (ЛЗЈК) на основу критеријума IUCN ................................... 35 3.2.5. Процена ризика изумирања и приоритета конзервације угрожених врста акватичних макробескичмењака на националном и локалном нивоу помоћу модела ESHIPPO ............................................................................................................ 36 3.2.6. Финални извештаји стратегије ........................................................................... 39 4. Резултати рада ....................................................................................................................... 42 4.1. Диверзитет акватичних макробескичмењака у копненим водама Србије .................... 43 4.1.1. Анализа диверзитета акватичних макробескичмењака Србије на основу података из базе и формирање листе валидних врста за потребе стратегије конезервације ................................................................................................................. 43 4.1.2. Селекција и филтрирање података са циљем издвајања локално значајних јединица конзервације (ЛЗЈК) ...................................................................................... 61 4.1.3. Категоризација локално значајних јединица конзервације (ЛЗЈК) на основу IUCN критеријума, локална Црвена листа ..................................................... 64 4.1.4. Процена приоритета конзервације угрожених врста Plecoptera, Ephemeroptera и Astacidae на локалном нивоу на основу модела ESHIPPO ........... 67 4.1.5. Финални извештаји примењене стратегије конзервације акватичних макробескичмењака на локалном нивоу ..................................................................... 72 4.2. Крајње угрожене врсте (CR) ЛЗЈК макробескичмењака у воденим екосистемима Србије ........................................................................................................................ 73 4.2.1. Plecoptera Marthamea vitripennis (Burmeister, 1839) - извештај 1 ................... 73 4.2.2. Plecoptera Protonemura lateralis (Pictet, 1835) - извештај 2 ............................. 74 4.2.3. Plecoptera Taeniopteryx hubaulti Aubert, 1946 - извештај 3 .............................. 75 4.2.4. Ephemeroptera Epeorus yougoslavicus (Šámal, 1935) - извештај 4 ................... 76 4.3. Угрожене врсте (EN) ЛЗЈК макробескичмењака у воденим екосистемима Србије ...................................................................................................................................................... 77 4.3.1. Plecoptera Dinocras megacephala (Klapalek, 1907) - извештај 5 ...................... 77 4.3.2. Plecoptera Protonemura meyeri (Pictet, 1841) - извештај 6 ................................ 78 4.3.3. Plecoptera Protonemura praecox (Morton, 1894) - извештај 7 ........................... 79 4.3.4. Plecoptera Nemoura cambrica Stephens, 1836 - извештај 8 ............................... 80 4.3.5. Plecoptera Taeniopteryx nebulosa (Linnaeus, 1758) - извештај 9 ....................... 81 4.3.6. Ephemeroptera Baetis melanonyx Pictet, 1843-1845 - извештај 10 .................... 82 Ана Петровић Докторска дисертација 4.3.7. Ephemeroptera Baetis pavidus Grandi, 1949 - извештај 11 ................................. 83 4.3.8. Decapodа Astacus astacus (Linnaeus, 1758) - извештај 12 ................................. 84 4.4. Рањиве врсте (VU) ЛЗЈК макробескичмењака у воденим екосистемима Србије ..... 86 4.4.1. Plecoptera Perlodes microcephala (Pictet, 1833) - извештај 13 .......................... 86 4.4.2. Plecoptera Amphinemura sulcicollis (Stephens, 1836) - извештај 14 .................. 87 4.4.3. Ephemeroptera Baetis vardarensis Ikonomov, 1962 - извештај 15 ..................... 89 4.5. Центри диверзитета акватичних макробескичмењака на подручју Србије ................ 90 5. Дискусија ................................................................................................................................ 95 5.1. Биодиверзитет акватичних екосистема Србије у односу на Европу .............................. 96 5.2. Карактеристике диверзитета група акватичних макробескичмењака на подручју Србије у односу на њихов глобални диверзитет .................................................................100 5.2.1. Porifera ................................................................................................................ 100 5.2.2. Turbellaria ........................................................................................................... 101 5.2.3. Nematomorpha .................................................................................................... 102 5.2.4. Mollusca .............................................................................................................. 103 5.2.5. Gastropoda ........................................................................................................... 103 5.2.6. Bivalvia ............................................................................................................... 105 5.2.7. Oligochaeta .......................................................................................................... 107 5.2.8. Polychaeta ........................................................................................................... 108 5.2.9 Hirudinea .............................................................................................................. 108 5.2.10. Crustacea ........................................................................................................... 110 5.2.11. Isopoda .............................................................................................................. 110 5.2.12. Mysida ............................................................................................................... 110 5.2.13. Amphipoda ........................................................................................................ 110 5.2.14. Decapoda ........................................................................................................... 111 5.2.15. Collembola ........................................................................................................ 115 5.2.16. Insecta ................................................................................................................ 115 5.2.17. Ephemeroptera ................................................................................................... 115 5.2.18. Odonata ............................................................................................................. 119 5.2.19. Plecoptera .......................................................................................................... 120 5.2.20. Trichoptera ........................................................................................................ 126 5.2.21. Coleoptera ......................................................................................................... 129 5.2.22. Diptera ............................................................................................................... 130 Ана Петровић Докторска дисертација 5.2.23. Heteroptera ........................................................................................................ 132 5.2.24. Neuroptera и Megaloptera ................................................................................. 133 5.3. Стратегија конзервације акватичних макробескичмењака на националном нивоу ......................................................................................................................................................134 6. Закључак .............................................................................................................................. 138 7. Референце ............................................................................................................................. 142 8. Прилози ................................................................................................................................. 177 Ана Петровић Докторска дисертација Листа табела Табела 1. IUCN категорије угрожености таксона .................................................................................... 9 Табела 2. Параметри за одређивање релативне бројности акватичних макробескичмењака ............ 29 Табела 3. Преглед IUCN критеријума и подкритеријума за процену степена угрожености врста са статусом ЛЗЈК ....................................................................................................................................... 35 Табела 4. Модификовани протокол ESHIPPO модела са параметрима за процену еколошке специјализације (ES) и утицаја HIPPO фактора ..................................................................................... 37 Табела 5. Бодовна скала за одређивање степена ризика од изумирања и приоритета заштите угрожених врста акватичних макробескичмењака према моделу ESHIPPO ...................................... 38 Табела 6. Укупан број таксона, валидних врста, таксона идентификованих до нивоа рода и таксони са несигурним или непотврђеним таксономским статусом, у копненим водама Србије у периоду од 1873. до 2012. године. ........................................................................................................... 44 Табела 7. Укупан број таксона акватичних макробескичмењака, укључујући и таксоне идентификоване до нивоа рода по речним сливовима на простору Србије ........................................ 46 Табела 8. Процентуални однос таксона акватичних макробескичмењака, укључујући и таксоне идентификоване до нивоа рода по речним сливовима на простору Србије ........................................ 47 Табела 9. Списак врста акватичних макробескичмењака констатованих у копненим водама Србије у периоду од 1873. до 2012. године ............................................................................................ 49 Табела 10. Квантификовање критеријума за процену ЛЗЈК из базе података за врсте Plecoptera .... 61 Табела 11. Квантификовање критеријума за процену ЛЗЈК из базе података за врсте Ephemeroptera ............................................................................................................................................ 62 Табела 12. Квантификовање критеријума за процену ЈЗЛК из базе података за врсте декаподних ракова из фам. Astacidae ...................................................................................................... 64 Табела 13. IUCN категорије угрожености за ЛЗЈК врсте Plecoptera .................................................... 64 Табела 14. IUCN категорије угрожености за ЛЗЈК врсте Ephemeroptera ............................................ 65 Табела 15. IUCN категорије угрожености за ЛЗЈК за декаподне ракове из фам. Astacidae .............. 65 Табела 16. Број угрожених врста акватичних макробескичмењака по животињским групама ........ 66 Табела 17. Степен еколошке специјализације (ES) и утицај HIPPO фактора на популације врста из групе инсеката Plecoptera .................................................................................................................... 68 Табела 18. Степен еколошке специјализације (ES) и утицај HIPPO фактора на популације врста из групе инсеката Ephemeroptera ............................................................................................................. 69 Табела 19. Степен еколошке специјализације (ES) и утицај HIPPO фактора на популације врста декаподних ракова из фамилије Astacidae .............................................................................................. 71 Табела 20. Центри специјског диверзитета акватичних макробескичмењака на подручју Србије .. 91 Табела 21. Сличност и различитост фауне акватичних макробескичмењака између речних сливова Србије на основу квалитативног састава акватичних макробескичмењака.......................... 93 Табела 22. Број таксона акватичних макробескичмењака на подручју Србије у односу на друга подручја Европе ........................................................................................................................................ 96 Ана Петровић Докторска дисертација Листа слика Слика 1. Важеће IUCN категорије угрожености таксона (IUCN, 2001) (преузето са www.iucnredlist.org) .................................................................................................................................... 8 Слика 2. Истраживани речни сливови на подручју Србије .................................................................. 25 Слика 3. Приказ структуре базе података BAES ex situ у радном окружењу Microsoft SQL Server Management Studio ......................................................................................................................... 27 Слика 4. Приказ основног модула базе података BAES ex situ у радном окружењу Microsoft SQL Server Management Studio ................................................................................................................ 28 Ана Петровић Докторска дисертација 1 1. Увод Ана Петровић Докторска дисертација 2 Појам биодиверзитет, или биолошка разноврсност, крајем двадесетог века ушао је у стандардизовану употребу у оквиру примењене екологије и заштите животне средине. Конвенцијом о заштити биолошке разноврсности, званично прихваћеној на Конференцији о одрживом развоју у Рио де Женеиру 1992. године, појам биодиверзитета добија централни положај, не само у биолошком, већ и у политичком, друштвеном и економском смислу. Конвенција о биодиверзитету дефинише овај појам као свеобухватну разноврсност живих организама, укључујући између осталог копнене, морске и остале водене екосистеме и еколошке комплексе чији су део; биодиверзитет укључује разноликост у оквиру врсте, између врста и између екосистема (CDB, UNEP, 1992). У различитим литературним изворима наилазимо на различите дефиниције биодиверзитета, па тако биодиверзитет обухвата све врсте биљака, животиња и микроорганизама и екосистеме и еколошке процесе чије су оне део (McNeely et al., 1990), затим да биодиверзитет представља разноврсност живота и свих његових форми, нивоа и комбинација (Brennan & Withgott, 2005). Према светској организацији Office of Technology Assesment (ОТА, 1987) под овим термином, подразумевају се сви екосистеми, врсте, гени и њихова релативна бројност - изобиље, богатство и абуданција. Савремена проучавања биодиверзитета су усмерена према екосистемима у целини, појединим деловима екосистема и биоценозе, или пак према генима. Биодиверзитет на планети Земљи, једном њеном континенту, или региону представља резултат историјског, еволутивног, развоја и адаптација на основне еколошке услове, што дефинише аутохтони флористичико-фаунистички састав. Измењени еколошки фактори доводе до промена биодиверзитета, тако да се једне врсте замењују другим, које опстају у новонасталим условима измењене средине. Процена величине и вредности биодиверзитета одређене територије је први и најважнији корак у његовом очувању, заштити и унапређењу. Балканско полуострво је изузетно богато флором и фауном, па се тако, према најновијим истраживањима, Балканска флора процењује на преко 8.000 врста, од којих је 2.600 до 2.700 ендемичних биљака (Stevanović et al., 2005). Такође, је најбогатије у Европи и по фауни копнених кичмењака (Džukić, 1995; Vasić, 1995; Kryštufek, 2004; Džukić & Kalezić, 2005). Процена величине диверзитета бескичмењака на Балканском полуострву je отежана због недовољне истражености великог броја група ових организама, али постојећи подаци указују да се такође ради о региону Европе са изузетно великим, а могуће и највећим специјским богатством. Ана Петровић Докторска дисертација 3 Постоје различити приступи и критеријуми за вредновање укупног биодиверзитета и/или његових појединих компоненти - генетичких, специјских и екосистемских. Акциони планови и стратегије, велики број пројеката заснивају се на опште прихваћеним, међународним стандардима и критеријумима, који дају опште смернице за вредновање, чиме је обезбеђена упоредљивост процена биодиверзитета и координисаност конзервационих активности. Неке од кључних конвенција као што су: Конвенција о биолошкој разноврсности (CBD - Convention on Biological Diversity), Бернска Конвенција о заштити станишта дивље флоре и фауне Европе (Convention on the Conservation of European Wildlife and Natural Habitats), Рамсарска конвенција о влажним стаништима (Convention on Wetlands of International Importance), Вашингтонска конвенција о међународној трговини угроженим врстама (CITES - Convention on International Trade in Endangered Species of Wild Fauna and Flora), као и бројне публикације, допринели су формирању јединствене мреже нормативних аката, односно до усаглашавања регулативе из области вредновања и заштите биодиверзитета, чиме се и правно обезбеђује очување биолошке разноврсности. Приоритети у очувању биодиверзиета су, пре свега, најугроженији представници флоре и фауне, затим целокупни екосистеми који су процењени као глобално значајни, а истовремено су угрожени и нарушени (Stevanović et al., 2005). Подручје Србије одликује се великом разноликошћу водених биотопа, а самим тим и потенцијално великим специјским диверзитетом, с обзиром да се на њеној територији преклапа чак 5 екорегиона (5, 6, 7, 10 и 11) према подели Ilies-а (Illies, 1978), што је више него на другим подручјима Европе. Разноврсност водених станишта огледа се у контрастима рељефа, геологије, климатских услова, хидрографије и других фактора који се јављају на релативно малом простору Србије. Равничарским пределом на северу Србије доминирају велике реке и то, пре свега, Дунав, Тиса и доњи ток Саве, као и многобројни канали, али и мање и веће баре и ритови, који су заступљенији у овом делу Србије, у односу на друга подручја земље. Супротно овоме, источни, јужни, западни и делом централни делови Србије припадају брдско планинској области, тако да је тип водених екосистема (пре свега текућих) на овом простору другачији. На разноврсност фауне, осим еволуционо-историјских фактора, највећи утицај има велика разноликост водених станишта, пре свега, текућих. Насупрот наведеним позитивним природним условима за потенцијално велику разноврсност фауне, а пре свега акватичних макробескичмењака у воденим екосистемима Србије, стоји негативан, антропогени фактор, који доводи до смањења Ана Петровић Докторска дисертација 4 диверзитета макробескичмењака у водама Србије. Водени екосистеми у војвођанској равници и долина Мораве захваћени су процесима антропогене еутрофизације и органског загађења. Остали водени екосистеми у Србији су, више или мање, захваћени различитим облицима загађења и деградације, а посебно се то односи на доње делове река и акумулације (http://www.sepa.gov.rs, Извештај о стању животне средине у Републици Србији за 2011. годину). Поремећаји биолошке разноврсности у суштини, се своде на замену природних и биодиверзитетом богатих екосистема и предела различитим једноличним и сиромашним, антропогено измењеним пределима. Резултат оваквих поремећаја је рапидно нестајање врста, све већа угроженост живог света и њихових станишта. Међутим, укупан број врста неке територије не указује на право стање диверзитета, јер велики број врста не значи истовремено и да је биодиверзитет одређене територије значајан са аспекта конзервације. Вредност биодиверзитета се управо огледа у броју аутохтоних врста, ендемита, као и броју угрожених врста, посебно оних које су од глобалног или регионалног значаја за конзервацију (Stevanović et al., 2005). Ана Петровић Докторска дисертација 5 1.1. Конзервација акватичних макробескичмењака Акватични макробескичмењаци су организми који, бар у једном делу свог животног циклуса, насељавају станишта водених екосистема. Диверзитет макробескичмењака водених екосистема представља одраз дуготрајног еволутивног процеса везивања и адаптирања на постојеће услове станишта. Екосистеми у којима владају разноврсни животни услови карактеришу се великим биодиверзитетом. За разлику од њих екосистеме у којима су животни услови ограничени природним одликама станишта или су загађени, насељава мали број врста са великом бројношћу. Очување биодиверзитета акватичних макробескичмењака је значајано и због њихових важних улога у процесима стајаћих и текућих водених екосистема, као што су: ланци исхране (Mosely & Kimmins, 1953; Wallace & Webster, 1996), затим биолошки мониторинг водених екосистема (Brinkhurst & Cook, 1974; Hеllаwell, 1986; Metcalfe, 1989; Plante & Downng, 1989; McCall & Soster, 1990; Griffiths, 1991; Palmer, 1992; Cameron & Larson, 1993; Real et al, 1993; Rosenberg & Resh, 1993; Rosso et al., 1994; WFD, 2000; Wettzel & Taylor, 2001; Merrit et al., 2008). Диверзитет неких група организама обимно је проучаван, као на пример у случају копнених биљака (Gentry, 1988) сисара (Kaufman & Willig, 1998), птица и водоземаца (Hawkins et al., 2003). Познавање разноврсности многих група, међутим, недовољно је, као на пример за већину редова инсеката и многе слатководне и морске врсте флоре и фаунe (Vinson & Hawkins, 2003; Baselga, 2008). Већина истраживања у прошлости су се фокусирала на разумевање функција и процеса у воденим екосистемима, а тек недавно су покренута питања конзервације врста и биодиверзитета (Yen & Butcher, 1997). С обзиром на висок степен деградације станишта, загађење, односно све већи антропогени притисак, многим врстама и типовима биотопа је потребна заштита, како би се спречило изумирање и сачувао диверзитет. Поред индивидуалне заштите врста, конзервациона биологија значајну пажњу посвећује заштити станишта (Michaelis, 1986; Yen & Butcher, 1997). Циљ овакве заштите се огледа управо у издвајању типова станишта која су од посебног значаја за очување, обнaвљање и/или унапређивање нарушених типова биотопа, а самим тим и очување одређених врста од националног и међународног значаја. Угрожениост врста на локалном и глобалном нивоу, најчешће је последица деградације станишта, односно Ана Петровић Докторска дисертација 6 измене, фрагментације и, у појединим случајевима, потпуног уништавања биотопа. Иако стварање конзервационих резервата често доприноси заштити многих врста бескичмењака (New, 1984; Samways, 1993, 1994), ретка су заштићена подручја у којима је примарни циљ заштите очување неке врсте бескичмењака. Са релативно непознатим основним информацијама о дистрибуцији, конзервационом статусу и преференцијама станишта водених макробескичмењака, овај систем тренутно не може пуно да учини како би одговорио на њихове потребе за конзервацијом. Активности које су далеко од резервата могу имати велики негативан утицај на водене системе унутар заштићене области (Lake, 1980; Yen & Butcher, 1997; Saunders et al., 2002). Иако су бескичмењаци најмање разматрани са аспекта очувања, њихов значај је велики, јер у многим случајевима ови организми први изумиру као одговор на губитак станишта и узнемиравање (Cardoso et al., 2010). Приступ заштите појединих таксона је тренутно најпопуларнији и најчешће коришћен инструмент конзервације (New, 1984; Yen & Butcher, 1997). Ова метода подразумева формирање списка угрожених врста, идентификацију приоритета заштите, а посебно издвајање врста којима прети изумирање. Често се припрема листа заштићених врста врши према локалним, регионалним и међународним правним документима (закон, правилник, уредба и сл). Најприхваћенији критеријуми и категорије за процену угрожености органских врста прописани су од стране Међународне уније за заштиту природе – IUCN (International Union for Nature Conservation). Критеријуми су развијени у циљу процене статуса угрожености врста на глобалном и регионалном нивоу. Постоји повећана свест да већина изумирања врста прође незапажено, посебно када су у питању организми релативно малих димензија, на којима је тешко применити неку од стратегија конзервације (Koh et al., 2004; Dunn, 2005; Dunn et al., 2009; Régnier et al., 2009; Cardoso et al., 2010; Triantis et al., 2010). Критеријуми IUCN су тешко примењиви на бескичмењаке, па је мало њих и стављено на листу. Статус угрожености свега 0.5% од укупног броја описаних врста инсеката и 4% од свих описаних мекушаца широм света је процењен према овим критеријумима (IUCN, 2010, 2012, 2013). Када су у питању макробескичмењаци и примена критеријума процене угрожености, највећи проблем представља недостатак података о дистрибуцији и бројности таксона у простору и времену (Gaston, 1994, 2003; Baillie et al., 2008). Поред наведеног, бројни аутори наводе и проблеме који се односе на проблематичну таксономију многих врста, непознавање општих биолошких Ана Петровић Докторска дисертација 7 особина таксона (New & Sands, 2003; Kozlowski, 2008; Cardoso et al., 2011). Из наведеног је јасно да недостају подаци за примену критеријума оцене нивоа угрожености и сврставање врста бескичмењака у категорије угрожености. Самим тим, тешко је дефинисати ефикасне мере заштите таксона, па и карактеристичних станишта. 1.2. IUCN категорије угрожености таксона IUCN Црвена листа је вероватно најпотпунији и најкориснији светски списак врста које су у опасности од изумирања (Lamoreux et al., 2003). Ефикасност Црвене листе заснива се на могућности коришћења бројних критеријума који се релативно лако примењују када су доступне aдекватне информације (IUCN, 2001). Црвена листа има за циљ да подигне свест о угроженим врстама, да се предузму одговарајуће мере у очувању истих и да се поставе приоритети заштите (Gärdenfors, 2001; Rodrigues et al., 2006; Baillie et al., 2008; Mace et al., 2008; Martín-Lopez et al., 2011). Током последњих 40 година, систем категоризације угрожености по IUCN се усавршавао. Појавило се више верзија категорија угрожености датих од стране IUCN. Препознају се три главне верзије категорија, од којих скоро 30 година коришћене категорије које се карактеришу одсуством квантитативних критеријума који се односе на структурне особине популација, што их чини лакшим за примену у случајевима када нема довољно података за процену. Користећи ове критеријуме постојала је опасност од субјективне процене, што би одређену врсту сврстало у категорију којој можда реално не припада. На основу те старе категоризације врсте су најчешће сврставане у категорију редак таксон (R). Ова категорија је означавала реткост таксона, без обзира на њену стварну угроженост (Stevanović, 1999). Критеријуми су првобитно развијени за процену сисара и птица и ослањали су се на добро историјско познавање дистрибуције врста, затим бројност популација и/или познавања биологије самих врста, који су слабо познати или непознати за већину врста макробескичмењака (Hutchings & Ponder, 1999). Услед наведених недостатака, а у циљу објективности и транспарентности приликом процене статуса угрожености таксона, IUCN је 1994. године усвојила нове категорије и критеријуме. IUCN укључује скуп квантитативних критеријума кoји се користе за класификацију врста у категорије угрожености (Mace & Lande, 1999). Ана Петровић Докторска дисертација 8 Установљене категорије и критеријуми заснивају се на величини ареала, величини и стопи регресије популација, као и процени стопе ишчезавања. Од стране радне групе IUCN/SSC (Spescies Survival Commision) предложeне су промене које се односе на категорије и критеријуме. Усвојене су предложене промене и објављена нова верија (ver.3.1) IUCN критеријума и категорија које се примењују од јануара 2001. године (IUCN, 2001). Према важећој верзији из 2001. године (IUCN, 2001) врсте могу да буду сврстане у једну од девет јасно дефинисаних категорија. На слици 1. представљене су нове IUCN категорије угрожености, а у табели 1. дат је преглед за сваку од њих. Слика 1. Важеће IUCN категорије угрожености таксона (IUCN, 2001) (преузето са www.iucnredlist.org) Прве две категорије на слици 1. су релативно разумљиве саме по себи: изумрли таксони (Extinct - ЕX) и ишчезли у природи (Extinct in the wild - EW). Следеће три категорије су категорије угрожености: „крајње угрожени“ (Critically Endangered - CR), „угрожени“ (Endangered - EN) и „рањиви“ таксони (Vulnerable - VU), као и две ниже категорије ризика: „ниско ризични“ (Near Threatened - NT) и „најмање забрињавајући“ или „последња брига“ (Least Concern - LC). Важно је нагласити да „најмање забрињавајући“ једноставно значи да је у погледу ризика изумирања врста од мањег значаја од врсте у другим вишим категоријама угрожености. То не значи да ове врсте Ана Петровић Докторска дисертација 9 нису од значаја за конзервацију. Врсте за које не постоје прецизни подаци да би се одредио степен угрожености сврставају се у категорију „без довољно података“ (Data Deficient - DD). Категорија „неопредељиван“ (Not Evaluated - NE) се не сматра категоријом угрожености, пошто обухвата таксоне који нису процењени помоћу IUCN критеријума (Baillie et al., 2004). Табела 1. IUCN категорије угрожености таксона Процена угрожености врста коришћењем IUCN критеријума могућа је не само на глобалном, већ и на регионалном и локалном нивоу. Процена статуса угрожености на регионалном и локалном нивоу је сложена, можда и компликованија од оцене статуса на глобалном нивоу (Gärdenfors, 1996; Gärdenfors et al., 2001). Одређена врста може да се процени да је релативно безбедна у оквиру једне земље, али ипак може бити у опасности на глобалном нивоу, док друге врсте, које су релативно безбедне глобално, могу бити веома угрожене у оквиру одређеног региона, на пример, на ивици њиховог географског распрострањења. Управо разматрање угрожености таксона на периферији ареала често може да доведе до заблуда, погрешних оцена статуса. Наиме, Изумрли таксони (EX) Таксон је изумро када нема сумње да је последњи примерак мртав. Ишчезли у природи (EW) Таксон је ишчезао у природним условима када је познато да опстаје једино у култури или у заточеништву знатно изван граница претходног распрострањења. Крајње угрожени (CR) Таксон је крајње угрожен када је суочен са изгледом највеће вероватноће да у непосредној будућности ишчезне у природи. Угрожени (EN) Таксон је угрожен ако није крајње угрожен, али се суочава са високом вероватноћом да ће ишчезнути у природним условима у блиској будућности. Рањиви (VU) Таксон је рањив када није ни крајње угрожен ни угрожен, али се суочава са високом вероватноћом да ишчезне у природним условима у блиској будућности. Нискоризични таксони (NT) Таксони нису пред изумирањем, али би ускоро могли бити, ако се не предузму одређене мере заштите Најмање забрињавајући (LC) Вредновани су помоћу критеријима IUCN-a, али је утврђено да не припадају ни једној од наведених категорија. Без довољно података (DD) Не постоје адекватни подаци у погледу распрострањења и стања популација, а који су неопходни за процену ризика од изумирања. Неопредељивани таксони (NE) Tаксон је неопредељиван када још увек није подвргнут IUCN критеријумима. Ана Петровић Докторска дисертација 10 у недостатку поузданих података о природном распрострањењу таксона, врста која је ретка и малобројна на неком подручју може бити оцењена као угрожена и значајна са аспекта конзервације, а по среди је природна појава – таксон је редак и малобројан услед склопа фактора који лимитирају учесталост и вишу абунданцу. Иако Црвене листе имају највише смисла на глобалном нивоу, или бар у великим просторним размерама, ефикаснија очувања врста одвијају се углавном на националном и локалном нивоу. Имајући у виду успех IUCN Црвене листе и њених категорија и критеријума, брзо су се појавили захтеви за еквивалентну методу за процену статуса врста у мањим размерама, пре свега на локалном, националном или регионалном нивоу (Gärdenfors et al., 2001). Методе које се користе за очување врста на националном и регионалном нивоу су од великог значаја за конзервацију врста. Регионалне и националне Црвене листе пружају земљама основне информације о статусу врста у оквиру својих граница, које се могу користити директно за националну стратегију конзервације и планирање мера за ефикасну заштиту биодиверзитета. За квалитетну израду регионалних и националних листа угрожених врста и дефинисање ефикасних мера заштите, битна је размена знања и искуства (Gärdenfors et al., 2001; Мiller et al., 2006, 2007). Пројекат под називом “Национална Црвена листа” има за циљ оснивање и развијање активне глобалне мреже земаља, институција и појединаца који раде на националним црвеним листама (http://www.nationalredlist.org/). У оквиру пројекта прикупљен је велики број тематских публикација (локалне, националне и регионалне Црвене листе из целог света), које су доступне на интернет страницама пројекта, што значајно доприноси даљем развоју конзервационе биологије, као и ефикаснијем коришћењу и анализи података из Црвених листа. Ана Петровић Докторска дисертација 11 1.3. Улога База података у стратегији конзервације биодиверзитета За ефикасно управљање различитим областима, па и активностима везаним за заштиту биолошке разноврсности, битан је квалитет, квантитет и организација података. Савремене базе података омогућавају складиштење, проверу и анализу података. Базе података неопходне су за конзервацију биодиверзитета (Roberts et al., 2005; Statzner et al., 2007). У почетку, базе података о биолошкој разноврсности су се појављивале у штампаном формату, за екосистеме одређеног региона (Seely et al., 2003), или за специфичне таксономске групе (Van Swaay & Warren, 1999). Подаци су, углавном, коришћени како би се решавала специфична питања конзервације, на пример за идентификацију значајних („врућих“) тачака биодиверзитета (hotspot) (Ulrich & Buszko, 2005). Касније, штампане информације пребациване су у електронски формат, како би се проучавала одређена питања у вези са конзервацијом биодиверзитета, али те дигитализоване информације нису биле доступне јавности (Lei et al., 2003). У новије време, све се више ради на припреми рачунарских база података, које су намењене размени података и доступне су свима. Овакав приступ значајно доприноси ефикаснијој конзервацији биодиверзитета (Gachet et al., 2005; Roberts et al., 2005) (видети: http://www.faunaeur.org, http://www.freshwaterlife.org/; http://www.leda- traitbase.org/; http://www.worldwildlife.org/wildWnder/; http://www.guadalmed.org http://www.sciencemag.org/feature/data/biodiversity2000.dtl#global). Доста је разматрано какве информације треба да обезбеде јавно доступне („отворене“) базе податaкa (Smith et al., 2000) и то је још увек питање о коме не постоји консензус у научним круговима, али је очигледно да тенденција стварања база података са информацијама које су јавно доступне и постојање већег броја таквих база, значајно доприности употпуњавању одговарајућег знања и ефикаснијем преношењу информација онима који доносе одлуке у вези са конзервацијом биодиверзитета. Типично, за стварање јавних база података које преносе знање у вези са конзервацијом, потребна је добро организована мрежа и значајна финансијска средства (Roberts et al., 2005). Неке од јавних база (на пример: Тhe Global Biodiversity Information Facility- GBIF, http://www.gbif.org/) садрже, између осталог, и податке о акватичним Ана Петровић Докторска дисертација 12 макробескичмењацима, који су проучавани на 527 локација широм Европе (Statzner et al., 2007). Подаци укључују диверзитет 312 родова, неколико карактеристика локација, детаље о методама прикупљања и библиографске изворе података. Поред тога, база података садржи податке о 11 билошких особина (нпр. величина, животни циклус, исхрана и навике у исхрани, описане у 61 категорији), који обезбеђују више општих информација о биолошком диверзитету заједница и олакшавају тумачење таксономских образаца биодиверзитета, укључујући и губитке (Jennings et al., 1999; Gachet et al., 2005). Овакви хетерогени подаци омогућавају традиционалну, таксономску процену диверзитета за групе организама које до сад нису били предмет слатководне конзервације (Lévêque et al., 2005; Heino et al., 2005). Ови подаци су прикупљени и објављени од стране више аутора Statzner et al. (1994), као и у студијама Dolédec et al. (1999), Usseglio-Polatera et al. (2000) и Tachet et al. (2002). Због недостатака података на нивоу врсте, база података је ограничена на родове, што иде на штету таксономској процени биодиверзитета (Dolédec et al., 2000). Пројекат под називом Процена разноврсности слатководних животиња (Freshwater Animal Diversity Assessment, FADA) оформио је базу података у којој се налазе таксономски и подаци о дистрибуцији слатководних животиња. За сваку групу слатководних животиња могуће је из базе добити податке који се односе на процену глобалне разноврсности на нивоу врста и родова, као и извештаје о географском распрострањењу врста, по зоогеографским регионима (http://fada.biodiversity.be). У оквиру AQEM пројекта (AQEM, 2002), настала је база података www.freshwaterecology.info која садржи таксономске информације, аутоеколошке карактеристике, биолошке и еколошке преференције, као и податке о дистрибуцији за више од 12.000 слатководних организама, пре свега за рибе, макробескичмењаке, макрофите, диатоме и фитопланктон. Наведена база података се бави проценом утицаја климатских промена на слатководне екосистеме у Европи. База садржи податке о екологији врсте, екорегиону који насељава, температури воде, брзини воде, затим податке о супстрату, начину исхране, типу исхране, начину кретања, трајању животног цилкуса, репродукцији, сапробности и многе друге. На тај начин, база података www.freshwaterecology.info омогућава примену интегрисаног система за процену еколошког квалитета река широм Европе помоћу акватичних макробескичмењака. Ана Петровић Докторска дисертација 13 1.4. База података «Биодиверзитет акватичних екосистема Србије» BAES - еx situ База података под називом «Биодиверзитет акватичних екоситема Србије BAES - еx situ настала је у оквиру пројекта под називом «Ex situ заштита биодиверзитета акватичних екосистема Србије». Формирање базе започело је 2003. године. Подаци се стално уносе и база тренутно садржи 11.765 записа, при чему најстарији запис датира још од 1873. године. Упоредо са уносом података, структура BAES - еx situ базе стално је унапређивана, чиме је омогућена ефикасна анализа похрањених информација. На основу података из базе стиче се увид о биодиверзитету акватичних екосистема Србије, а самим тим и увид о потребама и приоритетима заштите угрожених акватичних врста. С обзиром да је разрађен интернет облик базе података доступне на адреси http://baes.pmf.kg.ac.rs омогућено је прегледно, брзо и систематизовано праћење података о стању диверзитета макроалги, макробескичмењака и риба у воденим екосистемима Србије (Simić et al., 2006). База података, поред систематизованих података о налазима, о бројности популација и учесталости налаза наведених акватичних организама, садржи и податке који омогућавају процену степена угрожености таксона на основу IUCN категоризације, као и одређивање приоритета конзервације на националном нивоу. База података BAES еx situ је преко линкова повезана са међународним базама као што су: fishbase (http://www.fishbaes.org), IUCN (http://www.iucnredlist.org), EUNIS (http://www.eunis.org) и Fauna Europea (http://www.faunaeur.org). На овај начин омогућено је повезивање и упоређивање података о стању популација, статусу угрожености и другим особинама таксона у водама Србије са другим подручјима где је забележено њихово присуство. 1.5. Досадашња истраживања акватичних макробескичмењака у Србији Територија Србије заузима централни део Балканског полуострва. Потенцијално велики диверзитет акватичних макробескичмењака Србије базира се на томе да копнене воде на простору Србије највећим делом припадају Црноморском сливу, али и мањим делом Јадранском и Егејском сливу, а одликује их велика разноликост у Ана Петровић Докторска дисертација 14 надморској висини, рељефу, геолошкој подлози и антропогеном утицају. Историјски и еволуциони фактори су такође допринели саставу фауне макробескичмењака, посебно периоди глацијације и интерглацијације (значајан број ендемних и реликтних врста). Глобални значај фауне акватичних макробескичмењака огледа се и у постојању популација врста које су на простору Србије на рубовима својих ареала и то из разлога што се на њеној територији, како је већ поменуто, издвајају и делом преклапају 5 екорегиона. Фаунистичка анализа појединих група акватичних макробескичмењака спроведена су од стране бројних аутора. Детаљан преглед истраживања разматран је у Simić (1993, 1995), Marković (1998) и Milošević (2013), те у наредном делу текста, дајемо само осврт на значајније радове Turbellaria у воденим екосистемима Србије први пут су проучаване од стране Станковића (Stanković, 1924). Мали број аутора је проучавао мекушце, нарочито Bivalvia као посебне компоненте водених екосистема, као што су на пример: Radoman (1976, 1983), Tadić (1977), Arambašić (1994), Jovanović (1995), док су слатководни пужеви проучени код нас од стране аутора Hesse (1929), Frank (1990), Arambašić (1994), Karaman B. (2001а,b, 2012), Karaman B. & Živić (2001) и Karaman & Karaman (2007). Посебан допринос проучавању фауне Oligochaeta у Србији дају Đukić (1975, 1982), Јakovčev (1983, 1984, 1986), Jakovčev & Marković (1989), Jakovčev et al. (1995), Miljanović & Đukić (1989), Pujin et al. (1983), Đukić et al. (1975, 1980, 1982, 1992, 1996, 1997), Đukić & Karaman (1994), Miljanović et al. (2001, 2003, 2004, 2005), Miljanović (2006), затим Paunović et al. (2003), Atanacković et al. (2011). Податке о налазима Hirudinea у водама Србије даје Sket (1968). Група Amphipoda је проучавана од стране Pljakić (1952, 1962) и Karaman (1995, 2000, 2002), док Decapoda су први пут проучаване од стране Караманa (Karaman, 1929, 1961, 1963), касније велики допринос у пручавању декаподних ракова дају различити аутори (Paunović et al., 2004; Pavlović et al., 2006; Simić et al., 2008). Ephemeroptera су проучавали Filipović (1975, 1976), Marković & Mitrović- Tutundžić (1997), Marković & Živić (2002). У новије време допринос у познавању групе Ephemeroptera дају Petrović et al. (2014). Истраживањима Odonata бавили су се Strahinić et al. (1999) и Živić et al. (1999b), a Plecoptera Dauti (1986); Marković (1998) и Dauti et al. (2007). Прва истраживања Trichoptera у Србији забележена су у радовима (Radovanović, 1931, 1935, 1953), затим настављена од стране Marinković-Gospodnetić (1975,1980). Trichoptera су још обрађивали Strahinić et al. (1999), Živić et al. (2000a, 2002a, 2002b, Ана Петровић Докторска дисертација 15 2003, 2005a, 2005b, 2006a, 2006b, 2009a). Из групе Diptera најбројнија фамилија Chironomidae је проучавана од стране Janković (1976, 1978, 1981, 1983, 1998), а у новије време велики допринoс дају Milošević et al. (2012, 2013) и Milošević (2013). Комплексана истраживања заједница акватичних макрбескичмењака са еколошког аспекта у воденим екосистемима Србије проучавали су: Stanković (1924); Živojinović (1950); Filipović (1954, 1968, 1969, 1975, 1976, 1979); Baračkov (1973); Đukić (1975); Đukić et al. (1986, 1992, 1997); Jakovčev (1983, 1986, 1989); Jakovčev & Marković (1989); Janković (1976, 1981, 1983, 1987, 1998); Jovanović (1998); Karaman (1964, 1995, 1998); Kontа (1997); Marinković-Gospodnetić (1975); Marković (1995, 1998); Marković et al. (1997, 1998, 1999); Marković & Janković (1989); Marković & Miljanović (1995); Marković & Živić, (2002), Martinović-Vitanović et al. (1998); Miljanović (2001); Paunović et al. (1997, 1999, 2003, 2006, 2007), Paunović (2007); Simić (1993, 1995); Simić & Simić (1999, 2003, 2004); Ðikanović et al. (2008); Stefanović et al. (2009); Živić et al. (2000a,b, 2001a,b, 2005a,b) и Savić et al. (2011). Ана Петровић Докторска дисертација 16 2. Циљеви рада Ана Петровић Докторска дисертација 17 Узимајући у обзир литературне податке о налазима акватичних макробескичмењака у водама Србије, као и вишегодишња хидробиолошка истраживања водених екосистема у земљи, дефинисани су следећи циљеви: 1. формирање базе података под називом «Биодиверзитет акватичних екосистема Србије» BAES - Ex situ посебно за групу акватичних макробескичмењака; 2. израда спискa врста макробескичмењака констатованих у копненим водама Србије у периоду од првог библиографског податка из 1873. године до данас; 3. одређивање центара диверзитета макробескичмењака по речним сливовима на подручју Србије и 4. предлог статегије конзервације акватичних макробескичмењака и одређивање приоритета конзервације на националном нивоу. Ана Петровић Докторска дисертација 18 3. Материјал и методе Ана Петровић Докторска дисертација 19 3.1. Подручје истаживања Република Србија је континентална држава која се налази у југоисточној Европи, на Балканском полуострву и једним делом у средњој Европи, у Панонској низији. Копнене воде на територији Србије припадају Црноморском, Јадранском и Егејском сливу. Највећи део територије припада Дунавском сливу (Црно море), око 81.700 km2, односно 92,46 % територије Србије (Gavrilović & Dukić, 2002). Овом сливу припадају следеће реке: Дунав, Сава, Велика, Западна и Јужна Морава, Колубара, Тимок и Дрина. Слив Јадранског мора заузима површину од 4.732 km2, односно 5,36% од територије Србије (Gavrilović & Dukić, 2002). Овај басен обухвата западни део Косова и Метохије, са реком Бели Дрим, која се у Албанији спаја са Црним Дримом и уливају се у Јадранско море. Међутим, ове реке су најмање истраживане у протеклих 20 година, због актуелне политичке ситуације. Најмању површину у Србији заузима Егејски слив, са површином од 1.926 km2, односно 3% од површине Србије. Овај слив обухвата сливове трију река: Лепенац, Пчиња и Драговиштица. Груписање водотокова извршено је према величини слива. Дистрибуција организама и караткеристике заједнице разматрани су у односу на сливове чија је површина већа од 4.000 km2, и у односу на сливове површине мање од 4.000 km2. На основу овакве типологије издавају се Дунав, Сава, Тиса, Велика, Јужна и Западна Морава и Дрина, као већа сливна подручја (преко 4.000 km2), док остали сливови су груписани у мања сливна подручја: Тимок, Колубара, Млава и Пек, Бели Дрим и реке које припадају Егејском сливу (слика 2) (SCG ICPDR National Report, 2004; Paunović et al., 2005a, 2005b). 3.1.1. Слив Црног мора 3.1.2. Дунав Дунав је најзначајнија европска река и представља европски саобраћајни коридор 7. Саставни је део трансевропског пловидбеног система Рајна – Мајна – Дунав, који својом дужином од 3.505 km пловног пута спаја Атлантик и Медитеран, повезује запад и исток Европе. Дунав је и кроз историју увек био важан међународни пловни Ана Петровић Докторска дисертација 20 пут. Дуго времена био је североисточна граница римске империје. Данас тече кроз или чини границу десет земаља: Немачка, Аустрија, Словачка, Мађарска, Хрватска, Србија, Румунија, Бугарска, Молдавија и Украјина. Дунав настаје од реке Бреге и Бригаха које извиру на планини Шварцвалд у Немачкој и улива се у Црно море на простору Румуније. На свом току кроз Србију, дугом 588 km, Дунав се протеже од тромеђе Србије, Мађарске и Хрватске до ушћа Тимока, на тромеђи Србије, Бугарске и Румуније. Главне притоке у Србији су му реке Тиса, Сава, Тамиш, Морава, Нера и Тимок. 3.1.3. Сава Река Сава је 945 km дуга река која настаје спајањем Саве Долинке (извире на Крањској гори) и Саве Бохињке (извире јужно од Триглава) код Радовљице у Словенији. У Дунав се улива код Београда. Протиче кроз четири земље: Словенију, Хрватску, Босну и Херцеговину и Србију. Највеће притоке у Србији су Дрина и Колубара. Значајни градови на току Саве кроз Србију су Сремска Митровица, Шабац и Београд. Површина слива Саве је 97.713 km2, по дужини је друга, а по протоку највећа притока Дунава. Сава је од великог значаја за дунавски слив и због своје изузетне биолошке и геолошке разноликости. У сливу Саве проглашена су четири рамсарска подручја, од којих једно на територији Србије (Обедска бара). Такође укључује и бројна значајна подручја за птице и биљке и заштићена подручја националног значаја. 3.1.4. Тиса Река Тиса представља најдужу притоку Дунава, са укупном дужином од око 966 km. Настаје у Украјини, у западним Карпатима, спајањем Црне Тисе и Беле Тисе. Протиче кроз Украјину, Словачку, Румунију, Мађарску и Србију. Улива се у Дунав код Старог Сланкамена. У Србији, ток Тисе износи 168 km, од ушћа у Дунав до српско- мађарске границе, што обухвата око 17% њеног укупног тока. Највећа притока Тисе је Муреш, а затим следе Бегеј, Бодрог, Златица, Кереш, Самош и Шајо. Бачки канал повезује Тису са Дунавом, а Бегејски канал са Тамишем. Тиса представља природну границу између Бачке, а десној, и Баната на левој обали, а пошто додирује и Срем на ушћу код Старог Сланкамена, представља праву војвођанску реку. 3.1.5. Велика Морава Река Морава, или Велика Морава, настаје спајањем Западне Мораве и Јужне Мораве код Сталаћа. Улива се у Дунав на простору између Смедерева и Костолца. Ана Петровић Докторска дисертација 21 Морава је, заједно са Западном Моравом, највећа српска река. Дужина Велике Мораве је 185 km, са Западном Моравом 493 km. Некада је ова река била дужа, али је због регулације речног корита и мелиорационих радова данас учињена краћом. Систем Ибар – Западна Морава – Велика Морава представљају речни систем дужине 550 km, најдужи на Балкану. Површина слива Велике Мораве је 6.126 km², а целог моравског система 37.444 km², што је 42,38% од површине Србије. Велика Морава протиче најплоднијим и најгушће насељеним подручјем централне Србије, званим Поморавље, насталим на месту залива некадашњег Панонског мора које се исушило пре око 200.000 година. Негде на половини дужине долине налази се Багрданска клисура. Притоке Велике Мораве су: Јовановачка река, Црница, Раваница, Ресава и Ресавица, Каленићка река, Лугомир, Белица, Осаоница, Лепеница, Рача и Јасеница. 3.1.6. Јужна Морава Река Јужна Морава настаје од Биначке Мораве и Прешевске Моравице које се спајају код Бујановца на надморској висини од 398 m. Дугачка је од извора 295 km и тече углавном у смеру југ-север. Ток Јужне Мораве представља композитну долину. Њу чини наизменично смењивање клисура и котлина. Код Сталаћа се Јужна Морава сустиче са Западном Моравом и заједно чине Велику Мораву. Јужна Морава прима укупно 157 притока (75 са леве стране и 82 са десне стране), од којих већина током лета пресушује. Значајни токови су: Ветерница, Јабланица, Пуста река и Топлица са леве стране, и Врла, Власина, Нишава, Топоничка река и Сокобањска Моравица са десне стране. 3.1.7. Западна Морава Река Западна Морава протиче кроз централну Србију и заједно са Јужном Моравом чине Велику Мораву. Западна Морава је дуга 308 km, настаје спајањем Моравице и Ђетиње код села Лепосавића на 302 m надморске висине. Западна Морава протиче кроз Чачак, Краљево, Врњачку Бању, Трстеник и Крушевац, а у Параћинској котлини спаја се са Јужном Моравом и заједно формирају Велику Мораву. Западна Морава је лева саставница Велике Мораве. Просечнна ширина ове реке износи око 35 m, а максимална дубина досеже до 4 m, њено сливно продручје има површину од 15.849 km2. Западна Морава прима 85 притока, од левих највеће су Ана Петровић Докторска дисертација 22 Чемерница, Дичина и Гружа, а од десних, посебно се истиче Ибар, затим Расина и Бјелица. 3.1.8. Дрина Река Дрина дуга је 346 km, а настаје спајењем рекаТаре и Пиве код Шћепан Поља у Црној Гори. Протиче кроз Црну Гору, Босну и Херцеговину и Србију. Дрина је највећа притока реке Саве, у коју се улива близу Сремске Раче. Дужина тока Дрине кроз Србију је 220 km. Веће притоке Дрине са леве стране су: Сутјеска, Бистрица, Прача, Дрињача и Јања, а са десне: Ћехотина, Лим, Рзав, Љубовиђа и Јадар. 3.1.9. Колубара Река Колубара је десна притока Саве, дуга око 123 km. Настаје од два изворишна речна крака: Обнице и Јабланице које се спајају испред Ваљева на 193 m надморске висине. Са леве стране притоке су: Рабас, Кладница и Тамнава, Љубостиња са десне: Градац, Бања, Лепеница, Рибница, Топлица, Љиг, Пештан, Турија и Бељаница. Улива се у Саву код Обреновца. Слив Колубаре износи око 3.600 km² и у њему се налазе богата налазишта лигнита. Прва већа притока Колубаре је Градац, који јој притиче са десне стране. 3.1.10. Млава и Пек Река Млава настаје као Тисница у Кучајским планинама у источној Србији, под врхом Велики Крш. Река тече на север и протиче поред источних падина планине Бељаница, кроз скоро ненасељено подручје. Након што стигне до Хомоља, у Тисницу се на висини од 320 метара улива у јако Жагубичко врело и од те тачке река је надаље позната као Млава. Мерећи од Жагубичког врела, река је дугачка 122 km. Пек је река у југоисточној Србија, притока Дунава. Укупне је дужине 129 km. Формира се спајањем двеју река - Велики и Мали Пек. Сопствени басен има површину од 1.230 km². Просечан проток воде 8,5 m³/s. Пек се улива у Дунав код Великог Градишта. 3.1.11. Тимок Река Тимок је највећа река у источној Србији и последња, десна притока Дунава. Настаје спајањем Белог Тимока и Црног Тимока код Зајечара на 118 m надморске висине. Ана Петровић Докторска дисертација 23 Улива се у Дунав 10 km источнo од Неготина, на 30 m надморске висине и то је најнижа кота Србије. На том делу Тимок представља границу према Бугарској у дужини od15,5 km. Дужина Тимока је 88 km, а површина слива 1.222 km². Заједно са Белим и Трговишким Тимоком дугачак је 201,7 km и има површину слива 4.630 km². Његов протицај је највећи у близини ушћа и износи 300 m³/s, а најмањи свега око 3 m³/s, што показује да река има бујичне одлике. Бели Тимок настаје спајањем Трговишког и Сврљишког Тимока. Слив Тимока изложен је снажном деловању ерозије и по томе се разликује од осталих река у источној Србији. На његовој површини регистровано 812 бујичних токова од којих највећи број је са западних падина Старе планине. 3.1.12. Слив Јадранског мора 3.1.13. Бели Дрим Бели Дрим је једна од две реке чијим спајањем настаје река Дрим у Албанији. Друга река је Црни Дрим. Њих две се спајају у североисточној Албанији код града Кукеса. Дужина Белог Дрима је 175 km (156 km у Србији, 19 km у Албанији). Река извире на планини Жљеб у Метохији, северно од Пећи и протиче кроз полу-крашку регију Метохију. У почетном делу тока, Бели Дрим је река понорница, која се појављује као снажан извор и водопад висине 25 метара близу села Радовац. Извор реке у подножју Русолије налази се на надморској висини од 580 м, а кота места спајања са Црним Дримом је на 240,8 m. Бели Дрим има пуно значајних притока: Пећка Бистрица, Дечанска Бистрица, Ереник су десне, а Источка река, Река Клина, Мируша, Римник, Топлуга и Призренска Бистрица су леве притоке. 3.1.14. Слив Егејског мора 3.1.15. Пчиња Река Пчиња припада Егејском сливу, дужине је 128 km. Њен извор се налази у Србији, протиче и кроз Македонију, где се улива у реку Вардар као њена лева притока. Слив ове реке укупно има 3.140 km2, од чега се 1.257 km2 налази у Србији, а 1.893 km2 у Македонији. Ана Петровић Докторска дисертација 24 3.1.16. Драговиштица Река Драговиштица је десна притока Струме, реке која протиче кроз Бугарску, у доњем току кроз Грчку, а затим се улива у Егејско море. На територији Србије хидрографски систем Драговиштице чини 166 сталних и повремених водотока. Највећа притока је Бранковичка река. Укупна дужина Драговиштице износи 63 km, од којих је 52 km у Србији. 3.1.17. Лепенац Река Лепенац је река која извире на јужним обронцима Шар планине. Тече кроз Сиринићку Жупу, протиче кроз Штрпце и југоисточним ободом Косовске котлине уз северну страну Шаре до Качаника. Код Скопља се улива у Вардар. Највећа притока Лепенца је река Неродимка, односно њен јужни крај, пошто она код Урошевца прави бифуркацију, тј. дели се на два крака: један (северни) крак отиче у Ситницу, затим у Ибар и на крају у Црно море, док други крак одлази ка југу и код Качаника се улива у Лепенац, затим у Вардар и на крају у Егејско море. Ана Петровић Докторска дисертација 25 Слика 2. Истраживани речни сливови на подручју Србије Ана Петровић Докторска дисертација 26 3.2. Методологија стратегије конзервације акватичних макробескичмењака Неопходан услов за примену разрађене стратегије конзервације акватичних макробескичмењака на националном нивоу је могућност коришћења базе података под називом Биодиверзитет Акватичних Екосистема Србије, ex situ заштита, BAES ex situ базе. 3.2.1. Формирање, структура и садржај базе података BAES ex-situ Резултати приказани у овом раду произилазе из формиране базе података. База података BAES ex situ је припремљена као релациона база података, а као систем за управљање базом података користи се Microsoft SQL Server (слике 3 и 4). Основну структуру рачунарске базе података чине подаци о врстама акватичних oрганизама, пре свега макролги, макробескичмењака и риба, који су забележени у копненим водама Србије. У овом раду посебна пажња је посвећена акватичним макробескичмењацима. Подаци у бази о акватичним макробескичмењацима су двојаког порекла и то: 1. публиковани литературни подаци о досадашњим истраживањима акватичних макробескичмењака у копненим водама Србије и то почевши од 1873. године (научни и стручни радови, монографије, књиге и други писани извори); и 2. резултати теренских истраживања диверзитета водених станишта Србије у протеклих 10 година истраживачке групе Центра за конзервацију биодиверзитета копнених вода и рибарства на отвореним водама - Акваријум ПМФ Крагујевац. Ови подаци су, за разлику од претходних хомогени, јер су добијени на основу стандардних хидробиолошких поступака и метода за истраживања акватичних екосистема и хидробиоценоза. Ана Петровић Докторска дисертација 27 Слика 3. Приказ структуре базе података BAES ex situ у радном окружењу Microsoft SQL Server Management Studio Ана Петровић Докторска дисертација 28 Слика 4. Приказ основног модула базе података BAES ex situ у радном окружењу Microsoft SQL Server Management Studio Ана Петровић Докторска дисертација 29 Са информатичког аспекта, база садржи две основне целине и то: 1. радну или административну целину и 2. финалне извештаје. Подаци из финалних извештаја су доступни јавности путем интернет презентације базе на адреси: http://baes.pmf.kg.ac.rs. Административни део базе састоји се из три међусобно зависна дела и то: 1. део за унос основних, примарних података или основни модул, 2. модул који је намењен за процену степена угрожености таксона на основу критеријума IUCN (IUCN, 2001 ver 3.1., 2010 ver. 8.1); за процену ризика изумирања и степена приоритета заштите угрожених таксона на националном нивоу, према моделу ESHIPPO (Simić et al., 2007) и 3. модула који садржи податке о ex situ третману хидробионата. Основни или примарни модул базе има следећи садржај: 1. тачан назив таксона и идентификациони број таксона (ИД таксона), 2. година налажења таксона (учесталост налаза у одређеном временском периоду), 3. бројност (абунданца) популације таксона изражена је преко релативног индекса и то према следећој табели (табела 2) Табела 2. Параметри за одређивање релативне бројности акватичних макробескичмењака 4. екосистем где је таксон констатован и локалитет уколико постоје прецизни подаци, 5. податак о величини односно, заузетој површини у станишту коју популација датог таксона насељава, 6. податак о географском положају (ГПС подаци) станишта где је таксон забележен, податак о статусу угрожености на међународном нивоу (база IUCN Red List Categories and Criteria. 2001 ver. 3.1., 2010 ver. 8.1) и на националном нивоу (Уредба о заштити природних реткости. РС бр. 50/93 и 93/93) и % учешће таксона Индекс бројности број индивидуа / 0,1 m2 > 1 1 – 10 11 – 20 21 – 50 51 – 100 не постоји податак 1 2 3 4 5 6 1 -10 11 – 50 51 – 150 151 – 500 > 500 не постоји податак Ана Петровић Докторска дисертација 30 7. подаци о аутору и публикацији или ауторима идентификације код необјављених података. Анализом основног модула базе добијају се следећи подаци о сваком таксону: 1. тренд повећања или смањења бројности популација у дужем или краћем временском периоду, 2. тренд смањења или повећања ареала распрострањења и заузете територије, као и просторнa дистибуцијa популација у водама на подручју Србије и 3. садашњи статус угрожености таксона на глобалном и/или локалном нивоу Узорковање акватичних макробескичмењака и идентификација Истраживања акватичних макробескичмењака на простору Србије извршена су у склопу комплексних хидробиолошких истраживања копнених вода Србије, у периоду од 2006. до 2012. године. Узорковање макроинвертебрата, у зависности од типа екосистема, je вршено бентосном мрежом по Сурберу захватне површине 0,00625 m2, са промером окаца 250 µm, кao и багерима типа Екман. Узорковање ручним бентолошким мрежама вршено је техником подизања материјала са подлоге и његовим сакупљањем у мрежу која је окренута у правцу воденог тока. Осим узорака макробескичмењака истовремено су на терену бележени и мерени основни морфометријски, физички и хемијски параметри, као и подаци о видљивом антрoпогеном утицају. Узорци макробескичмењака су фиксирани на терену 4% формалдехидом, а идентификација је извршена у хидробиолошкој лабораторији Центра за конзервацију биодиверзитета копнених вода и рибарства на отвореним водама, Института за биологију и екологију Природно-математичког факултета у Крагујевцу. Идентификација макробескичмењака је извршена на основу одговаракућих кључева. За идентификацију Oligochaeta коришћени су идентификациони кључеви по Brinkhurstu & Jamieson (1971) и Hrabe-у (1981). Идентификација Odonata извршена је према кључевима које су дали Бешовски (1994) и Nilsson (1997). Hirudinea су идентификоване помоћу кључа који дају Mann & Watson (1964), Gastropoda на основу релевантних идентификационих кључева (Ložek, 1956; Macan & Douglas Cooper, 1994) и приручника (Pfleger, 2000), док Decapoda помоћу следећих кључева (Bott, 1950, 1972; Karaman, 1961, 1963; Holdich, 1992, 2002; Füreder & Machinо, 2002). Ephemeroptera су Ана Петровић Докторска дисертација 31 идентификоване према кључевима који су дали (Ikonomov, 1959; Belfiore, 1983; Elliott et al., 1988). За Trichoptera коришћени су кључеви према Wallace et al. (1990), Edington & Hildrew (1995) и Pescador et al. (1995). Plecoptera су идентификоване на основу следећих идентификационих кључева (Hynes, 1967; Sowa, 1970; Raušer, 1980; Sivec, 1980; Zwick, 2004). Идентификација Diptera извршена је помоћу кључева које дају Nilsson (1997), Vallenduuk & Pillot (2007) и Pillot (2009). Код инсеката идентификација је вршена на нивоу ларви, а где год је било могуће и на нивоу одраслих јединки. Идентификација је спроведена помоћу бинокуларне лупе NIKON SMZ - 800 и микроскопа NIKON Eclipse E 100 са дигиталном камером MOTICAM 2000 Digital Camera. 3.2.2. Формирање списка таксона акватичних макробескичмењака На основу анализе BAES базе података израђен је списак акватичних макробескичмењака забележених у воденим екосистемима Србије од 1873. године до данас. Списак је састављен на основу тренутно важеће таксономске номенклатуре за сваку групу посебно, при чему су коришћене следеће базе података: (http://www.freshwaterecology.info), Fauna Europea (http://faunaeur.org), Global Biodiversity Information Facility (http://www.gbif.org). С обзиром да подаци обухватају дугачак период истраживања, током времена се номенклатура мењала у складу са развојем таксономије, што је нарочито интензивно последњих година након увођења молекуларне таксономије. Поред појављивања бројних синонима, током времена је дошло и до промене статуса многих врста, као и издвајања посебних врста или груписања сродних врста. Уједначавање таксономских записа у погледу номенклатуре значајан је део ове дисертације, чему је посвећена посебна пажња. Употребом стандардизоване таксономске номенклатуре омогућен је квалитетан извештај, што обезбеђује поредивост података, не само на локалном нивоу, већ и на глобалном. Намера нам је била да значај BAES базе и овог рада не буде само локалног карактера, већ да се обезбеди и шира употребљивост. Ана Петровић Докторска дисертација 32 3.2.3. Филтрирање или селекција врста акватичних макробескичмењака из формираног списка Свака врста из списка се у даљем поступку филтрира преко изабраних критеријума, са циљем издвајања локално значајних јединица конзервације (ЛЗЈК). Сваки критеријум се вреднује тростепеном скалом и то 1, 3 и 5. На основу података из базе и вредновања појединачних критеријума, врши се рангирање сваке врсте. Сабирањем бодова појединачних критеријума добија се збир на основу којег се одређују ЛЗЈК за поједине врсте. Усвојено је да збир бодова већи од 25 одређује границу између врста које имају статус ЛЗЈК и оних које тај статус немају. Укупан збир од 25 бодова значи да је врста за више од 50% одабраних критеријума добила оцену 5. Стратегија је за сада, тестирана на групама са највише поузданих података, као што су: Еphemeroptera, Plecoptera и Decapoda (фам. Astacidae). Критеријуми за издвајање локално значајних јединица конзервације (ЛЗЈК) су следећи: • Фреквентност врсте у времену 1. честа врста - констатована у више од 50% временских интервала* (почевши од првог налаза), 3. средње честа врста - констатована у 20 до 50% временских интервала и 5. ретка врста - констатована у мање од 20% временских интервала (само једном) *узети су у обзир временски интервали од 5-10 година • Фреквентност врсте у простору 1. честа врста - констатована у више од 50% сливова**, 3. средње честа врста - констатована у 20 до 50% сливова и 5. ретка врста - констатована у мање од 20% сливова. **фреквентност у простору је разматрана у односу на сливове који су већ дефинисани у овом раду (слика 2) • Абудантност 1. у досадашњим налазима на више од 50% забележених станишта преовладава веома бројна и/или бројна популација***, 3. у досадашњим налазима на више од 50% забележених станишта преовладава бројна и/или средње бројна популација и Ана Петровић Докторска дисертација 33 5. у досадашњим налазима на више од 50% забележених станишта преовладава средње бројна, малобројна популација или појединачни налази. ***према скали у табели 2 • Ниво еколошке специјализације према еколошким параметрима из базе (www.freshwaterecology.info) и табеле 4 1. еуривалент, космополит, насељава све типове водених екосистема, не насељава или незнатно насељава осетљиве водене екосистеме****, 3. умерени стеновалент (на бар један еколошки фактор), локални ендем, субендем, регионални ендем слива или насељава бар 2 типа водених екосистема и 5. изразити стеновалент, стеноендемит, једно водено станиште или насељава само један тип воденог екосистема или само осетљиве екосистеме**: ****Посебна група екосистема којима се данас све више поклања пажња, су тзв. фрагилни екосистеми. То су екосистеми који под утицајем различитих негативних антропогених утицаја трпе трајне, а често иреверзибилне промене које доводе до мењања флористичког и фаунистичког састава, поремећаја ценотичких односа и са тим у вези функционисања датог екосистема. Једном речју, такви екосистеми губе своје природне одлике и претварају се у различите деградационе стадијуме, чиме се трајно губи изворна биолошка разноврсност која их је карактерисала. То значи да у процесима деградације фрагилних екосистема нестају многе, по правилу угрожене биљне и животињске врсте значајне за регионални, али и глобални генофонд и биодиверзитет. У ову групу фрагилних екосистема улазе следећи типови: 1) високопланински екосистеми изнад горње шумске границе који обухватају изворне алпијске стене, камењаре, рудине и снежанике, укуључујући и високопланиске текућице, 2) субалпијска зона екосистема клековине (бора кривуља), укључује и високопланиске текућице, 3) горња граница шумских екосистема, укључује и високопланиске текућице, 4) планински и високопланински екосистеми тресетишта 5) олиготрофна глацијална језера, 6) степски екосистеми, укључује и водене екосистеме у степама, 7) мали водени екосистеми еутрофног типа (баре, мочваре, пиштољине, локве), 8) екосистеми морских пешчаних обала, 9) екосистеми седрених наслага (дуж олиготрофних речних токова у брдским и планинским токовима). • Локална распрострањеност – ареал локалног распрострањења 1. простире се на више од 50% националне акваторије, 3. простире се на 20 до 50% националне акваторије и 5. простире се на мање од 20% националне акваторије. • Проценат популација у заштићеним подручјима 1. више од 50% популација у заштићеним подручјима, 3. од 20 до 50% популација у заштићеним подручјима и Ана Петровић Докторска дисертација 34 5. мање од 20% популације у заштићеним подручјима или је ван заштићеног подручја. • Економска вредност 1. не постоји или није позната, 3. постоји, али није од већег значаја и 5. значајна, велика. Ана Петровић Докторска дисертација 35 3.2.4. Процена степена угрожености врста са статусом локално значајних јединица конзервације (ЛЗЈК) на основу критеријума IUCN IUCN критеријуми и подкритеријуми (IUCN 2001 Red List of Threatened Species, ver 3.1. и 2010. ver. 8.1) за процену степена угрожености врста са статусом ЛЗЈК приказани су у табели 3. Табела 3. Преглед IUCN критеријума и подкритеријума за процену степена угрожености врста са статусом ЛЗЈК Критеријуми Крајње угрожене (CR) Угрожене (EN) Рањиве (VU) А. Смањење популације (преко 10 год. или 3 генерације) ≥ 90 % (узроци су јасни, нејасни и реверзибилни или ≥ 80% ≥ 70 % (узроци су јасни, нејасни и реверзибилни или ≥ 50% ≥ 50 % (узроци су јасни, нејасни и реверзибилни или ≥ 30% Б. Географски простор ЕОО < 100km2 или АОО < 10 km2 ЕОО < 5000km2 или АОО < 500 km2 ЕОО < 20000km2 или АОО < 2000 km2 а) фрагментација и /или једно станиште а) фрагментација и /или једно станиште а) фрагментација и /или једно станиште б) продужено опадање б) продужено опадање б) продужено опадање ц) екстремно колебање ц) екстремно колебање ц) екстремно колебање Ц. Мала величина популације и опадање n < 250 и редукција ≥ 25 % за 3 године или једну генерацију или редукција субпопулација < 50 зрелих јединки или екстремне флуктуације n < 2500 и редукција ≥ 20 % за 5 година или 2 генерације или редукција субпопулација < 250 зрелих јединки или екстремне флуктуације n < 10000 и редукција ≥ 10 % за 10 година или 3 генерације или редукција субпопулација < 1000 зрелих јединки или екстремне флуктуације Д. Екстремно мале и ограничене популације n < 250 n < 250 n < 250 или АОО < 20 km2 или локација < 5 Е. Квантитативна анализа изумирања ≥ 50 % за 10 година или 3 генерације ≥ 20 % за 20 година или 5 генерација ≥ 10 % за 100 година ЕОО - ареал распрострањења, АОО - заузета површина, n – бројност популације ЛЗЈК врсте макробескичмењака су разврстане у категорије IUCN и то: крајње угрожене (CR), угрожене (EN) или рањиве (VU), док су врсте које не одговарају овим категоријама означене као скоро угрожене (NT) или најмање забрињавајуће (LC). Врсте за које не постоје довољно прецизни подаци да би се сврстале у неку од категорија угрожености означене су као DD (без довољно података). Посебна пажња је посвећена угроженим врстама акватичних макробескичмењака које су сврстане у једну од три кратегорије угрожености CR, EN и VU и за њих су дати комплетни извештаји, са категоријом и формулом угрожености. За Ана Петровић Докторска дисертација 36 врсте које су за сада на основу података оцењене као нискоризичне (NT) или најмање забрињавајуће (LC) дат је само њихов списак. 3.2.5. Процена ризика изумирања и приоритета конзервације угрожених врста акватичних макробескичмењака на националном и локалном нивоу помоћу модела ESHIPPO Са циљем процене ризика изумирања и приоритета конзервације на националном и локалном нивоу примењен је модификовани модел ESHIPPO (Simić et al., 2007). Модел ESHIPPO се заснива на квантитативном мерењу елемената модела, као што је еколошка специјализација врсте (ЕS) у односу на: станиште, исхрану, репродуктивну стратегију, величину тела, ниво ендемизма и угрожавајућих фактора диверзитета дефинисани акронимом »HIPPO«, који је изведен из почетних слова следећих речи: H - habitat alteration, (измене/промене станишта), I - invasive species (инвазивне врсте), P - pollution (загађење), P - popullation growth (раст хумане популације), O - over-exploitation (прекомерна експолатација) (Brennan & Withgott, 2005). Модификација основног модела састоји се у прилагођавању параметара модела за процену елемента ЕS биолошким и еколошким карактеристикама акватичних макробескичмењака, на основу глобалног фонда знања о акватичним макробескичмењацима из базе података (www.freshwaterecology.info). Протокол модела са параметрима за процену еколошке специјализације (ES) и утицаја HIPPO фактора и бодовном скалом приказан је у табели 4. Параметри еколошке специјализације (ЕS) и угрожавајућих фактора диверзитета HIPPO оцењени су тростепеном бодовном скалом. Од висине збира вредности параметара ЕS и HIPPO зависи и степен угрожености, ниво ризика изумирања и приоритет конзервације акватичних макробескичмењака на истраживаном подручју (табела 5). Ана Петровић Докторска дисертација 37 Табела 4. Модификовани протокол ESHIPPO модела са параметрима за процену еколошке специјализације (ES) и утицаја HIPPO фактора Елементи ES ознака Идикатор ознака* Бодови ES Елементи HIPPO Проценат акватичних станишта на којима се манифестују фактори Станиште (Habitat) h h1, h2, h3, h4, h5 1- (h)(d)(rs): ниско специјализован, толерантан, еуривалент (еуритоп) за све или > 3 индик. h. (d): d1. (rs):rs1.1, rs2.1, rs3.1, rs3.2, rs4.3, rs5.1, rs6.1, (lc): lc1.1, lc1.3, lc2.1, lc3.1, lc3.4, lc4.1, lc4.4, lc6.2, (bs): bs1.1, (re): re1. 3-(h)(d)(rs): умерено специјализован, осетљив. Стеновалент (умерен), за 1- 3 индик. h. (d): d2. (rs): rs.1.1, rs2.2, rs3.3; rs4.2; rs5.2; rs6.2; rs7.2; lc1.2, lc2.2, lc3.2, lc3.5, lc4.2, lc4.5. (bs).bs1.2; (re). re2. 5- (h)(d)(rs): високо специјализован. Стеновалент (стенотоп) за све или > 3 индик. h. (d): d3). (rs): rs1.3, rs2.3, rs4.1, rs5.3, rs6.3. (lc): lc1.3, lc2.3, lc3.3, lc3.6, lc4.3, lc4.6, lc6.1, bs1.3. (re): re3. Промене станишта1 Деструкција, фрагментација и изолација % број бодова % број бодова % број бодова >50 5 20- 49,9 3 <20 1 Исхрана (Diet) d d1, d2, d3 Инвазивне врсте и/или недекватано порибљавање Репродуктивни систем (Reproduction strategy) rs rs1, rs2, rs3, rs4, rs5, rs6 Загађење 3 Животни циклус (Life cycle) lc lc1, lc2, lc3, lc4 Раст хумане популације4 Величина тела (Body size) bs bs1 Прекомерна експлоатација5 Ниво ендемизма и изолација популација / статус угрожености IUCN (Range endemic) re re1, re2, *(h): h1) дистрибуција по екорегионима (Illies 1967); h2) надморска висина: < 200, 200-500, 500-800, 800-1500 и > 1500; h 2.1) тип екосистема и еколошка зона: текуће воде: еукренон, хипокренон, епиритрон, метаритрон, хипоритрон, епипотамон, метапотамон, хипопотамон; стајаће воде: литорал, сублиторал, профундал,баре, мочваре, ефемерне воде и друго. h3) морфметријски параметри водених екосистема: дубина (m), карактер дна (%), h4) физички и хемијски параметри: температура (0C), брзина воде, електропроводљивост, кисеоник (mg/l, %), pH, тврдоћа воде (dH), BPK5 (mg/l). h5) квалитет воде. Посебне прилагођености или осетљивост на одређене хемијске, токсичне или радиоактивне материје. Навести карактеристике: трофичност – олиготрофне, мезотрофне, еутрофне, дистрофне. Сапробност: ксеносапробне, олигосапобне, бетамезосапробне, алфамезосапробне и полисапробне. d): d1) еурифаг-омнивор, d2) еурифаг-хербивор, карнивор, специфичан тип исхране, специфичне морфометријске адаптације за исхрану, d3) стенофаг, специфичне прилагођености за исхрану или монофаг. (rs): rs1) репродукција- асехсуална, паразитска; није специфичан тип репродукције (ововивипарни, изолована јаја, цементирана изолована јаја , полажу јаја на вегетацију, или неки супстрат (rs1.1), специфичан тип репродукције (rs1.2), строго специфичан тип репродукције (rs1.3). rs2) време репродукције и фреквентност: rs2.1) флексибилне или мултиволтине rs 2.2) триволтине, биволтине, rs2.3) семиволтине или униволтине rs3) трајање периода емергенције и/ (године): дуг >3 месеца (rs3.1), 1-3 месеца, (rs3.2), кратак < 1 месеца, (rs3.3). rs4) појава у великом броју (rs 4.1), да, ретко (rs 4.2), да, сваке године (rs4.3). rs5) акватичне фазе: адулт (rs5.1), ларва-нимфа-пупа (rs5.2), јаје (rs5.3). rs6). Стадијум трајања ларве /циклус развића ларве >2 године/целе године (rs 6.1), 1-2 године/2-3 (rs 6.2), < 1 година/један циклус (rs6.3) (bs): величина тела TL (cm): < 0,5 (bs1.1); 0,6-3 (bs1.2), > 3 (bs1.3); re): re1) није ендем и није угрожен re2) ендем за један екорегион, рањив re3) стеноендем за релативно мале или веома мале територије (један екосистем, један биотоп), и изоловане популације угрожене и критично угрожене. lc): lc1) животни циклус (година) <1 (lc1.1), ≈1(lc1.2), >1(lc1.3). ) покретљивост /тип кретања – веома покретне /пливање) (lc2.1), умерено покретни//пливање (lc2.2), семисеселни-сесилни (lc2.3). lc3) социјални живот: солитари (lc3.1), формирају периодичне агрегације (lc3.2), живе у заједници (lc3.3), ван територије (lc3.4), понекад територијалне (lc3.5), трајно територијалне (lc3.6). lc4) брига о потомству: не постоји (lc4.1), чувају јаја, ларве (lc4.2), брига о јувенилима (lc4.3), нема сексуалног диморфизма (lc4.4), сексуални диморфизам током репродукције (lc4.5) присутан сексуални диморфизам (lc4.6) 1промене воденог станишта: регулација и рекултивација, вађење шљунка, прекомерна употреба воде. Укључујући промене у већини природног станишта. 2инвазивне врсте (%) или % природне популације снабдевене неадекватним јувенилима (генетички не компатибилних) у последњих 10-20 година 3загађење: сапробност, еутрофизација, токсично, радиоактивно загађење, ацидификација или мешовито загађење 4густина људске популације преко 150 ст/ km2 статистичка процена годишњег улова комерцијалних врста већа од реалне производње у псоледњих 10 година и /или производња мања од реалне и смањена у односу на потенцијалну производњу и / или смањење укупне биомасе. Ана Петровић Докторска дисертација 38 Табела 5. Бодовна скала за одређивање степена ризика од изумирања и приоритета заштите угрожених врста акватичних макробескичмењака према моделу ESHIPPO Број бодова Еколошка специјализација (ES) < 25 26-35 36-45 46-50 Ниво еколошке специјализације мали умерен истакнут веома истакнут Утицај HIPPO фактора < 36 36-45 46-55 65-70 Ниво утицаја фактора мали умерен истакнут веома истакнут Укупан број бодова ESHIPPO < 60 61-80 81-100 101-130 Критичан ниво ризика од изумирања мали умерен истакнут критичан ниво изумирање у току Степен приоритета заштите 3 2 1 0 У зависности од укупног броја бодова ES и HIPPO фактора издвајају се врсте које имају приоритет заштите на националном нивоу. Степен приоритета заштите креће се од 3 до 0. Број 1 на овој скали указује на први степен приоритета и указује да врста има приоритет у заштити и да је потребно одмах предузети адекватне мере заштите на националном нивоу. Степен приоритета 2 указује да врсте, морају бити под сталним мониторингом, како би се предузеле мере заштите, уколико је то потребно. Степен приоритета 3 указује на малу вероватноћу изумирања на националном нивоу. Вредност 0 указује да је изумирање врсте у њеном природном станишту у току и да је у оваквим случајевима једино могуће применити ex-situ заштиту. Ана Петровић Докторска дисертација 39 3.2.6. Финални извештаји стратегије На основу свих претходних корака стратегије, база података генерише финалне извештаје за угрожене врсте акватичних макробескичмењака. Садржај извештаја је следећи: 1. валидна или важећа таксономија врсте, 2. фотографија врсте и цртежи урађени на основу оригиналног узорка или фотографије, 3. приказ налаза и распрострањење на хидрографској карти урађене у програму ArcGIS (ArcMap 9.3), 4. подаци о тренутном глобалном статусу угрожености врста на основу Црвене листе IUCN (IUCN 2001 verzije 3.1) http://www.iucnredlist.org, 5. IUCN категорија угрожености у Србији: добијена на основу података из базе, а према критеријума IUCN (IUCN 2001 ver 3.1., 2010 ver. 8.1), 6. степен приоритета конзервације добијен на основу модела ESHIPPO, 7. одређивање ареала распрострањења врсте и заузете површине: коришћене су дигиталне карте Србије са хидрографском мрежом (2 x 2 km2). Коришћена је мрежа WGS84, UTM зона 34N. На картама које су приказане у извештајима базе остављени су због боље прегледности само квадрати површине 10 x 10 km2. Карте су у размери 1: 2 000 000, 8. подаци о налазима и распрострањењу у Србији: представљају најзначајнији део базе и представљају исечак о свим познатим налазима датог таксона (врсте) у акватичним екосистемима Србије. Као што је већ речено, садрже податке о екосистему, локалитету, абунданци, заузетој површини, години налажења и референци, 9. ареал и заузета површина у Србији: садржи податке о ареалу и заузетој површини на основу досадашњих података. Ареал распрострањења приказан је на следеће начине: a) потенцијални и/или историјски ареал који се добија када се узме у обзир целукупна површина на подручју Србије на којој је врста забележена од првог налаза до данас, без обзира да ли је врста на истим стаништима касније забележена или не, Ана Петровић Докторска дисертација 40 b) стварни или реални ареал се добија сабирањем површина квадрата (10 x 10 и/или 2 x 2 km2) оних станишта на којима је врста забележена у последњих 10 до максимално 30 година и без обзира да ли је у скорије време констатована или не и c) заузета површина добија се сабирањем површина квадрата (2 x 2 km2) оних станишта на којима су популације дате врсте забележене и у највећем броју случајева поново констатоване у протеклих 10 до максимално 15 година. На основу односа између историјског и реалног ареала и заузете површине може се пратити просторно смањење или повећање ареала, као и постојећа фрагментисаност некадашње популације врсте и/или изолованост садашњих популација, односно субпопулација, 10. бројност популације и популациони тренд: вредности се добијају на основу података из базе где се на основу постојећих показатеља абундантности кроз временски период добија податак о тенденцији опадања или раста бројности популација дате врсте, 11. деловање негативних фактора: описује примећене или измерене факторе у стаништима који негативно утичу на стање популација угрожених врста. Полази се од општих фактора из акронима HIPPO до специфичних фактора карактеристичних за дато станиште, 12. предузете мере заштите: приказани су подаци о мерама које су до сада предузете у циљу заштите угрожене врсте, како у in situ тако и у ex situ условима, или се наводи податак уколико до сада нису предузете никакве мере заштите, 13. неопходне мере заштите: на основу степена угрожености врсте, сагледавања стања популације на терену и еколошких карактеристика станишта, а посебно на основу резултатата модела ESHIPPO, предлажу се мере које је неопходно предузети у циљу заштите врсте, 14. стварне или потенцијалне вредности таксона: указују на еколошке, економске или неке друге вредности таксона које могу да буду посебан разлог заштите или се на основу истраживања закључује о потенцијалним вредностима датог таксона у смислу употребе у хуманој медицини, ветерини и сл., 15. специфичне карактеристике таксона: овде се наводе неке специфичне особине или неке специфичне значајности врсте, а које су од важности за њену заштиту (степен ендемизма, реликтност, неке специјалозоване еколошке особине и сл.). Ана Петровић Докторска дисертација 41 Стратегија, преко финалних извештаја дефинише конкретне мере за конзервацију угрожених таксона, као и динамику њихових предузимања. Осим конзервације таксона у in situ и/или ex situ условима стратегија предвиђа и заштиту водених станишта која се одликују следећим карактеристикама: 1. висок специјски диверзитет свих група, 2. висок специјски диверзитет појединих група и 3. значајно присуство: ендемних и/или угрожених и/или високо специјализованих таксона (нетолерантни, стеновалентни таксони). Станишта са наведеним карактеристикама означена су као центри диверзитета акватичних макробескичмењака или “hotspot” подручја за Србију. “Hotspot” подручја издвојена су методом сличности или различитости заједница макробескичмењака по сливовима. Коришћен је индекс сличности према Соренсену (Sörensen, 1948). Соренсенов индекс сличности (Sörensen, 1948) добија се из следеће формуле: Cs - Соренсенов индекс сличности a - број врста једног речног слива b - број врста другог речног слива c - број заједничких врста између два слива која се пореде Ана Петровић Докторска дисертација 42 4. Резултати рада Ана Петровић Докторска дисертација 43 4.1. Диверзитет акватичних макробескичмењака у копненим водама Србије 4.1.1. Анализа диверзитета акватичних макробескичмењака Србије на основу података из базе и формирање листе валидних врста за потребе стратегије конезервације База података биодиверзитета водених екосистема Србије садржи податке о налазима макробескичмењака у воденим екосистемима на подручју Србије и то у периоду од првог библиографског податка 1873. до 2012. године. Укупан број записа о таксонима износи 11.765, укупан број података о истраживаним акватичним стаништима износи 918. Анализом базе података у табели 6 приказан је укупан број таксона акватичних макробескичмењака забележених у копненим водама Србије у назначеном периоду. Ана Петровић Докторска дисертација 44 Табела 6. Укупан број таксона, валидних врста, таксона идентификованих до нивоа рода и таксони са несигурним или непотврђеним таксономским статусом, у копненим водама Србије у периоду од 1873. до 2012. године Групе макробескичмењака Укупно забележених таксона Валидне врсте Таксони до нивоа рода Несигурни таксони Porifera 2 2 0 0 Turbellaria 9 8 1 0 Nematomorpha 1 1 0 0 Gastropoda 51 43 8 0 Bivalvia 44 18 5 21 Oligochaeta 116 90 26 0 Polychaeta 2 2 0 0 Hirudinea 27 22 5 0 Araneae 1 1 0 0 Isopoda 5 3 2 0 Mysidae 2 2 0 0 Amphipoda 17 15 2 0 Decapoda 5 5 0 0 Collembola 2 1 1 0 Ephemeroptera 100 85 15 0 Odonata 64 60 4 0 Plecoptera 103 91 12 0 Trichoptera 244 208 36 0 Diptera 326 254 72 0 Heteroptera 30 22 8 0 Coleoptera 85 58 27 0 Neuroptera 2 2 0 0 Megaloptera 2 2 0 0 Укупан број 1240 995 224 21 На основу приказане табеле 6 види се да је у назначеном периоду у копненим водама Србије забележено укупно 1.240 таксонa акватичних макробескичмењака припадника 23 животињске групе: Porifera, Turbellaria, Annelida (Oligochaeta, Hirudinea, Polychaetа), Nematomorpha, Mollusca (Gastropoda, Bivalvia), Crustacea (Isopoda, Amphipoda, Mysidacea, Decapoda), Arachnida (Aranea) и Insecta (Ephemeroptera, Odonata, Plecoptera, Trichoptera, Diptera, Heteroptera, Coleoptera, Neuroptera, Megaloptera и Collembola). Групе Hidroacarina, Hydrozoa и Lepidoptera нису обухваћене овим радом, због малобројних података. Од укупног броја таксона, 995 таксона припада валидним (добрим) врстама. Велики број таксона није одређен до нивоа врсте, чак 224, док се за 21 таксон, на Ана Петровић Докторска дисертација 45 основу расположивих података, не може са сигурношћу потврдити њихов таксономски статус. Највећи број таксона који нису идентификовани до нивоа врсте су из групе Diptera (72), затим из група Trichoptera (36), Coleoptera (27) и Oligochaeta (26). Из групе Bivalvia од укупно 44 таксона, чак 21 таксон је означен као несигуран. Највећи број врста констатован је у групи Diptera, 254 врста, од тога 180 из фамилије Chironomidae, а 74 врста из осталих фамилија овог реда инсеката. Поред Diptera, велики број врста је забележен и у групи Trichoptera (208). Нешто мањи број врста забележен је у групама Plecoptera (91), Oligochaeta (90), Ephemeroptera (85) и Odonata (60), док су остале групе заступљене са мањим бројем врста. На основу података из базе, акватични макробескичмењаци су забележени на 918 различитих водених екосистема у Србији. Због обимности података таксони су сврстани одговарајућем већем сливу коме припадају. Дистрибуција таксона према већ наведеним сливовима дата је у прилогу (прилог 1). Овакав приступ омогућава анализу разноврсности фауне водених макробескичењака према сливовима (Petrović et al., 2014), који се могу сматрати прихватљивим просторним јединицама за разматрање водене фауне неког већег простора (Paunović et al., 2005b). Резултати броја таксона акватичних макробескичмењака за сваки наведени подслив на подручју Србије и њихов процентуални удео у укупној акватичној фауни макробескичмењака приказани су у табелама 7 и 8. Ана Петровић Докторска дисертација 46 Табела 7. Укупан број таксона акватичних макробескичмењака, укључујући и таксоне идентификоване до нивоа рода по речним сливовима на простору Србије Групе макробескичмењака / сливови Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д ри н а К ол уб ар а M л ав а и П ек Т и м ок Б ел и Д ри м Е ге јс к и сл и в Porifera 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 Turbellaria 3 5 3 4 5 5 4 0 0 7 0 2 Nematomorpha 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 Gastropoda 43 25 8 14 15 18 3 5 1 10 0 1 Bivalvia 25 26 8 9 20 10 1 5 6 5 0 0 Oligochaeta 62 47 32 27 47 40 1 28 1 35 0 11 Polychaeta 2 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Hirudinea 15 6 11 10 11 11 0 4 0 6 2 1 Araneae 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Isopoda 3 1 2 1 1 2 0 1 0 1 0 0 Mysidae 2 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Amphipoda 15 7 3 5 4 4 0 3 1 3 0 1 Decapoda 3 0 1 3 3 3 1 1 0 2 0 0 Collembola 0 2 0 0 2 0 1 0 0 0 0 0 Ephemeroptera 30 11 4 25 69 63 24 46 9 44 0 32 Odonata 43 33 6 9 34 22 0 3 11 4 0 1 Plecoptera 15 0 0 19 75 69 40 12 3 47 18 56 Trichoptera 49 31 4 52 112 129 43 19 22 91 3 38 Diptera 85 72 3 76 222 135 5 6 35 21 4 15 Heteroptera 4 1 0 3 18 14 0 0 0 3 0 0 Coleoptera 13 7 1 34 41 41 5 6 1 12 0 9 Neuroptera 1 0 0 0 2 0 0 0 0 0 0 0 Megaloptera 0 1 0 1 2 2 0 0 0 1 0 0 Укупан број таксона 414 279 87 292 685 571 128 139 90 292 27 167 Ана Петровић Докторска дисертација 47 Табела 8. Процентуални однос таксона акватичних макробескичмењака, укључујући и таксоне идентификоване до нивоа рода по речним сливовима на простору Србије Групе макробескичмења ка / сливови Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а M л ав а и П ек Т и м ок Б ел и Д р и м Е ге јс к и сл и в Porifera 0.24% 0.36% 0.00% 0.00% 0.15% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% Turbellaria 0.72% 1.79% 3.45% 1.37% 0.73% 0.88% 3.13% 0.00% 0.00% 2.40% 0.00% 1.20% Nematomorpha 0.00% 0.36% 0.00% 0.00% 0.15% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% Gastropoda 10.39% 8.96% 9.20% 4.79% 2.19% 3.15% 2.34% 3.60% 1.11% 3.42% 0.00% 0.60% Bivalvia 6.04% 9.32% 9.20% 3.08% 2.92% 1.75% 0.78% 3.60% 6.67% 1.71% 0.00% 0.00% Oligochaeta 14.98% 16.85% 36.78% 9.25% 6.86% 7.01% 0.78% 20.14% 1.11% 11.99% 0.00% 6.59% Polychaeta 0.48% 0.36% 1.15% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% Hirudinea 3.62% 2.15% 12.64% 3.42% 1.61% 1.93% 0.00% 2.88% 0.00% 2.05% 7.41% 0.60% Araneae 0.00% 0.36% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% Isopoda 0.72% 0.36% 2.30% 0.34% 0.15% 0.35% 0.00% 0.72% 0.00% 0.34% 0.00% 0.00% Mysidae 0.48% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% Amphipoda 3.62% 2.51% 3.45% 1.71% 0.58% 0.70% 0.00% 2.16% 1.11% 1.03% 0.00% 0.60% Decapoda 0.72% 0.00% 0.24% 0.72% 0.72% 0.72% 0.24% 0.24% 0.00% 0.48% 0.00% 0.00% Collembola 0.00% 0.72% 0.00% 0.00% 0.29% 0.00% 0.78% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% Ephemeroptera 7.25% 3.94% 4.60% 8.56% 10.07% 11.03% 18.75% 33.09% 10.00% 15.07% 0.00% 19.16% Odonata 10.39% 11.83% 6.90% 3.08% 4.96% 3.85% 0.00% 2.16% 12.22% 1.37% 0.00% 0.60% Plecoptera 3.62% 0.00% 0.00% 6.51% 10.95% 12.08% 31.25% 8.63% 3.33% 16.10% 66.67% 33.53% Trichoptera 11.84% 11.11% 4.60% 17.81% 16.35% 22.59% 33.59% 13.67% 24.44% 31.16% 11.11% 22.75% Diptera 20.53% 25.81% 3.45% 26.03% 32.41% 23.64% 3.91% 4.32% 38.89% 7.19% 14.81% 8.98% Heteroptera 0.97% 0.36% 0.00% 1.03% 2.63% 2.45% 0.00% 0.00% 0.00% 1.03% 0.00% 0.00% Coleoptera 3.14% 2.51% 1.15% 11.64% 5.99% 7.18% 3.91% 4.32% 1.11% 4.11% 0.00% 5.39% Neuroptera 0.24% 0.00% 0.00% 0.00% 0.29% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% 0.00% Megaloptera 0.00% 0.36% 0.00% 0.34% 0.29% 0.35% 0.00% 0.00% 0.00% 0.34% 0.00% 0.00% % од укупног броја таксона 33.36% 22.48% 7.01% 23.53% 55.20% 46.01% 10.31% 11.20% 7.25% 23.53% 2.18% 13.46% Ана Петровић Докторска дисертација 48 Анализом приказаних резултата у табелама 7 и 8, види се да број, односно разноврсност таксона, углавном одговара величини слива. Тако је највећи број таксона забележен у сливним подручјима Јужне Мораве (685 таксона или 55,20%) и Западне Мораве (571 таксона или 46,01%). Веома значајан број таксона акватичних макробескичмењака подручја пери-панонског и брдско-планинског подручја Србије (област јужно од Саве и Дунава) припада сливу Тимока и Велике Мораве (са по 292 таксона, односно процентуални удео износи 23,53%). Реке Дунав и Сава са својим притокама (мање притоке првог реда) су значајана станишта акватичних бескичмењака. У сливном подручју реке Дунав је забележено 414 таксона (33,36%), док је у сливном подручју реке Саве констатовано 279 таксона (22,48%). У осталим сливовима на подручју Србије забележено је мање таксона, па тако у рекама које припадају Егејском сливу констатовано је 167 или 13,46%, у сливном подручју Колубаре 139 (11,20%), Дрине 128 (10,31%), Млаве и Пека 90 (7,25%) и у Тиси 87 таксона (7,01%). Најмањи број таксона је забележен у реци Бели Дрим, свега 27 таксона (2,18%). Овакав резултат je последица неравномерног истраживања водених екосистема у Србији. Током овог истраживања највећи број истраживаних локалитета, а самим тим и највећи број прикупљених узорака био је на локалитетима који припадају сливу Јужне и Западне Мораве. У циљу разраде стратегије конзервације акватичних макробескичмењака у табели 9 састављен је списак валидних врста. За даљи рад на стратегији коришћене су врсте из група Plecoptera, Ephemeroptera и ракови из фам. Astacidae. Ана Петровић Докторска дисертација 49 Табела 9. Списак врста акватичних макробескичмењака констатованих у копненим водама Србије у периоду од 1873. до 2012. године PORIFERA Spongilidae Ephydatia fluviatilis (Linnaeus, 1758) Spongilla lacustris (Linnaeus, 1758) TURBELLARIA Dendrocoelidae Dendrocoelum lacteum (Müller, 1774) Dugesiidae Dugesia (Planaria) gonocephala (Duges, 1830) Dugesia (Planaria) lugubris (Schmidt, 1861) Dugesia (Planaria) polychroa (Schmidt, 1861) Planariidae Crenobia alpina montenegrina (Mrazek, 1904) Polycelis nigra Müller, 1774 Polycelis felina Johnston, 1822 NEMATOMORPHA Gordidae Gordius aquaticus (Linnaeus, 1758) GASTROPODA Acroloxidae Acroloxus lacustris (Linnaeus, 1758) Thiaridae Amphimelania holandri (C. Pfeiffer, 1828) Fagotia acicularis (Ferussac, 1823) Fagotia esperi (Ferussac, 1823) Planorbidae Ancylus fluviatilis Müller, 1774 Anisus leucostoma Millet, 1813 Anisus septemgyratus Rossmässler, 1835 Anisus spirorbis (Linnaeus, 1758) Anisus vortex (Linnaeus, 1758) Anisus vorticulus (Linnaeus, 1758) Gyraulus acronicus (Ferussac, 1807) Gyraulus albus (Müller, 1774) Gyraulus laevis (Alder, 1836) Hippeutis complanatus (Linnaeus, 1758) Planorbarius corneus (Linnaeus, 1758) Planorbis carinatus O.F. Müller, 1774 Planorbis planorbis (Linnaeus, 1758) Planorbis vortex (Linnaeus, 1758) Hydrobidae Bythinella austriaca Frauenfeld, 1857 Bythinella viridis (Poiret, 1801) Lithoglyphus apertus Küster, 1852 Lithoglyphus fuscus (C. Pfeiffer, 1828) Lithoglyphus naticoides (C. Pfeiffer, 1828) Bithyniidae Bithynia leachii (Sheppard, 1823) Bithynia tentaculata (Linnaeus, 1758) Lymnaeidae Galba truncatula (O.F. Müller, 1774) Radix peregra (O.F. Müller, 1774) Radix ovata (O.F. Müller, 1774) Lymnaea stagnalis (Linnaeus, 1758) Radix auricularia (Linnaeus, 1758) Stagnicola palustris (O.F. Müller, 1774) Physidae Physa fontinalis (Linnaeus, 1758) Physella acuta (Draparnaud, 1805) Neritidae Theodoxus danubialis (C. Pfeiffer, 1828) Theodoxus fluviatilis (Linnaeus, 1758) Theodoxus transversalis (C. Pfeiffer, 1828) Valvatidae Borysthenia naticina (Manke, 1845) Valvata cristata O.F. Müller, 1774 Valvata piscinalis (O.F. Müller, 1774) Valvata pulchella Studer, 1820 Viviparidae Viviparus acerosus (Bourguignat, 1862) Viviparus contectus (Millet, 1813) Viviparus viviparus (Linnaeus, 1758) BIVALVIA Corbiculidae Corbicula fluminea (O.F. Müller, 1774) Corbicula fluminalis (O.F. Müller, 1774) Dreissenidae Dreissena polymorpha (Pallas, 1771) Unionidae Anodonta anatina (Linnaeus, 1758) Anodonta anserirostris Küster, 1842 Anodonta cygnea (Linnaeus, 1758) Anodonta complanata (Rossmassler, 1835) Anodonta opalina Küster, 1842 Anodonta rostrata Drouet, 1852 Anodonta savensis Drouet, 1852 Sinanodonta woodiana (Lea, 1834) Unio crassus batavus (Maton & Rackett, 1807) Unio crassus Pfeiffer, 1821 Unio pictorum pictorum (Linnaeus, 1758) Unio tumidus timidus Philipsson, 1788 Spheridae Pisidium amnicum (O.F. Müller, 1774) Sphaerium corneum Linnaeus, 1758 Sphaerium rivicola (Lamarck, 1818) OLIGOCHAETA Enchytraeidae Cognettia sphagnetorum Vejdovský, 1879 Ана Петровић Докторска дисертација 50 Enchytraeus albidus Henle, 1837 Fridericia perrieri (Vejdovský, 1878) Criodrilidae Criodrilus lacuum Hoffmeister, 1845 Lumbricidae Eiseniella tetraedra (Savigny, 1826) Eiseniella paradoxa (Cognetti de Martiis 1904) Lumbricus rubellus Hoffmeister, 1843 Lumbriculidae Bythonomus lemani Grube, 1880 Lumbriculus variegatus (Müller, 1774) Rhynchelmis limosella Hoffmeister, 1843 Stylodrilus heringianus Claparede, 1862 Stylodrilus lemani Grube, 1879 Trichodrilus strandi Hrabe, 1936 Naididae Amphichaeta leydigii Tauber, 1879 Amphichaeta rostifera Akinschina, 1984 Amphichaeta sannio Kallstenius, 1892 Aulophorus furcatus (Müller, 1776) Chaetogaster cristalinus Vejdovský, 1883 Chaetogaster diaphanus (Gruithuisen, 1828) Chaetogaster diastrophus (Gruithuisen, 1828) Dero digitata Oken, 1815 Dero dorsalis Ferronière, 1889 Dero nivea Aiyer, 1930 Dero obtusa D'Udekem, 1855 Haemonais waldvogeli Bretscher, 1900 Homochaeta naidina Bretscher, 1896 Nais alpina Sperber, 1948 Nais barbata Müller, 1773 Nais behningi Michaelsen, 1923 Nais bretscheri Michaelsen, 1899 Nais christinae Kasparzak, 1973 Nais communis Piguet, 1906 Nais elinguis Müller, 1773 Nais pardalis Piguet, 1906 Nais pseudobtusa Piguet, 1906 Nais simplex Piguet, 1906 Nais stolci Hrabe, 1979 Nais variabilis Piguet, 1906 Ophidonais serpentina Müller, 1773 Paranais frici Hrabe, 1941 Paranais litoralis Müller, 1784 Pristina bilobata (Bretscher, 1903) Pristina foreli (Piguet, 1906) Pristina longiseta Ehrenberg, 1828 Pristina menoni (Aiyer, 1906) Pristina rosea (Piguet, 1906) Slavina appendiculata (D'Udekem, 1855) Specaria josinae (Vejdovský, 1883) Stylaria fossularis Leidy, 1852 Stylaria lacustris (Linnaeus, 1767) Uncinais uncinata (Orsted, 1842) Vejdovskiella comata (Vejdovský, 1883) Propappidae Propappus volki Michaelsen, 1916 Tubificidae Aulodrilus limnobius Bretscher, 1899 Aulodrilus pigueti Kowalewski, 1914 Aulodrilus pluriseta (Piguet, 1906) Branchiura sowerbyi Beddard, 1892 Ilyodrilus perrieri Eisen, 1879 Isochaetides michaelseni (Lastockin, 1937) Limnodrilus claparedianus Ratzel, 1868 Limnodrilus helveticus Piguet, 1913 Limnodrilus hoffmeisteri Claparede, 1862 Limnodrilus hoffm.f. parva Claparede, 1862 Limnodrilus profundicola (Verrill, 1871) Limnodrilus udekemianus Claparede, 1862 Peloscolex albicola (Michaelsen, 1901) Peloscolex barbatus (Grube, 1891) Peloscolex ferox (Eisen, 1879) Peloscolex speciosus (Hrabe, 1931) Peloscolex superiorensis Nrinkhurst & Cook, 1966 Peloscolex velutina (Grube, 1879) Potamothrix bavaricus (Oschman, 1913) Potamothrix hammoniensis (Michaelsen, 1901) Potamothrix isochaetus (Hrabe, 1931) Potamothrix moldaviensis Vejdovský & Mrazek,1902 Potamothrix vejdovskyi (Hrabe, 1941) Psammoryctides albicola (Michaelsen, 1901) Psammoryctides barbatus (Grube,1891) Psammoryctides deserticola (Grimm, 1877) Psammoryctides moravicus (Hrabe, 1934) Rhyacodrilus coccineus (Vejdovský, 1875) Tubifex albicola (Michaelsen, 1901) Tubifex costatus (Claparede, 1863) Tubifex filum (Michaelsen, 1901) Tubifex ignotus (Stolc, 1886) Tubifex montanus Kowalewski, 1919 Tubifex nerthus Michaelsen, 1908 Tubifex templetoni Southern, 1909 Tubifex tubifex Müller, 1773 Haplotaxidae Haplotaxis gordioides (Hartmann, 1821) POLYCHAETA Ampharatidae Hypania invalida (Grube, 1860) Fabriciidae Manayunkia caspica (Annenkova, 1929) HIRUDINEA Glossiphoniidae Alboglossiphonia heteroclita (Linnaeus, 1758) Batracobdella algira (Moquin-Tandon, 1846) Glossiphonia complanata (Linnaeus, 1758) Ана Петровић Докторска дисертација 51 Glossiphonia heteroclita (Linnaeus, 1761) Glossiphonia paludosa (Carena, 1824) Helobdella stagnalis (Linnaeus, 1758) Hemiclepsis marginata (O.F. Müller, 1774) Placobdella costata (O.F. Müller, 1846) Theromyzon tessulatum (O.F. Müller, 1774) Erpobdellidae Dina absoloni Johansson, 1913 Dina apathyi Gedroyc, 1916 Dina lineata (O.F. Müller, 1774) Dina lineata montana (O.F. Müller, 1774) Erpobdella monostriata (Lindenfeld & Pietruszynski, 1890) Erpobdella octoculata (Linnaeus, 1758) Erpobdella testacea (Savigny, 1822) Trocheta bykowskii Gedroyc, 1913 Haemopidae Haemopis sanquisuga (Linnaeus, 1758) Hirudinidae Hirudo medicinalis Linnaeus, 1758 Piscicolidae Cystobranchus fasciatus Kollar Piscicola fadejewi Epshtein, 1961 Piscicola geometra (Linnaeus, 1761) ARANEAE Argyronetiidae Argyroneta aquatica (Clerck, 1757) CRUSTACEA Isopoda Asellidae Asellus aquaticus (Linnaeus, 1758) Janiridae Jaera sarsi Valkanov, 1936 Jaera istri Veuille, 1979 Mysida Paramysis lacustris Czerniavsky, 1882 Lymnomysis benedeni Czerniavsky, 1882 Amphipoda Corophidae Corophium curvispinum Sars, 1895 Corophium maeoticum Sowinsky, 1898 Corophium robustum Sars, 1895 Gammaridae Chaetogammarus tenellus Sars, 1914 Dikerogammarus bispinosus Martynov, 1925 Dikerogammarus haemobaphes (Eichwald, 1841) Dikerogammarus villosus (Sowinsky, 1894) Gammarus balcanicus Schäferna, 1922 Gammarus fossarum Koch in Panzer, 1836 Gammarus pulex (Linnaeus, 1758) Obesogammarus obessus (Sars, 1894) Echinogammarus ishnus (Martynov, 1919) Pontogammarus crassus (Sars, 1894) Pontogammarus robustoides (Sars, 1894) Pontogammarus sarsi (Sars, 1894) Decapoda Astacidae Astacus astacus (Linnaeus, 1758) Astacus leptodactylus (Eschscholz, 1823) Austropotamobius torrentium Schrank, 1803 Grapsidae Eriocheir sinensis Milne-Edwards, 1854 Cambaridae Orconectes limosus (Rafinesque, 1817) COLLEMBOLA Poduridae Podura aquatica Linnaeus, 1758 INSECTA EPHEMEROPTERA Ameletidae Ameletus inopinatus Eaton, 1887 Baetidae Acenterella sinaica Bogoescu, 1931 Alainites muticus (Linnaeus, 1758) Baetis alpinus (Pictet 1843) Baetis fuscatus (Linnaeus, 1758) Baetis buceratus Eaton, 1870 Baetis kozufensis Ikonomov, 1962 Baetis liebenauae Keffermüller, 1974 Baetis lutheri Muller-Liebenau, 1967 Baetis melanonyx (Pictet, 1843) Baetis meridionalis Ikonomov ,1954 Nigrobaetis niger (Linnaeus, 1761) Baetis pavidus Grandi, 1949 Baetis rhodani (Pictet, 1843) Baetis scambus Eaton, 1887 Baetis tracheatus Keffermüller & Machel,1967 Labiobaetis tricolor Tsherova, 1928 Baetis vardarensis Ikonomov, 1962 Baetis vernus Curtis, 1834 Centroptilum luteolum (Müller, 1776) Cloeon dipterum (Linnaeus, 1761) Cloeon simile Eaton, 1870 Procloeon bifidum (Bengtsson, 1912) Procloeon pennulatum (Eaton, 1870) Procloen macronyx (Kluge &Novikova, 1992) Caenidae Brachycercus harrisella Curtis, 1834 Caenis horaria (Linnaeus, 1758) Caenis lactea (Burmeister, 1839) Caenis macrura Stephens, 1835 Caenis luctuosa (Burmeister, 1839) Caenis pseudorivulorum Keffermüller, 1960 Caenis pusilla Navás, 1913 Caenis rivulorum Eaton, 1884 Caenis robusta Eaton, 1884 Heptageniidae Ана Петровић Докторска дисертација 52 Ecdyonurus austriacus Kimmins, 1958 Ecdyonurus dispar (Curtis, 1834) Ecdyonurus aurantiacus (Burmeister, 1839) Ecdyonurus epeorides Demoulin, 1955 Ecdyonurus forcipula (Pictet, 1843) Ecdyonurus helveticus (Eaton, 1885) Ecdyonurus insignis (Eaton, 1870) Ecdyonurus quadrilineatus Landa, 1970 Ecdyonurus subalpinus Klapálek, 1907 Ecdyonurus submontanus Landa, 1969 Ecdyonurus torrentis Kimmins, 1942 Ecdyonurus venosus (Fabricius, 1775) Ecdyonurus zelleri (Eaton, 1885) Electrogena affinis (Eaton, 1883) Electrogena lateralis (Curtis, 1834) Electrogena macedonica (Ikonomov, 1954) Epeorus yougoslavicus (Samal, 1935) Epeorus assimilis Eaton, 1885 Dacnogenia coreulans Rostock, 1878 Heptagenia flava Rostock, 1878 Heptagenia longicauda (Stephens, 1835) Heptagenia sulphurea (Müller, 1776) Kageronia fuscogrisea (Retzius, 1783) Rhithrogena beskidensis Alba-Tercedor and Sowa, 1987 Rhithrogena germanica Eaton, 1885 Rhithrogena fiorii Grandi, 1953 Rhithrogena semicolorata (Curtis, 1834) Ephemeridae Ephemera danica Müller, 1764 Ephemera glaucops Pictet, 1843 Ephemera hellenica Demoulin, 1955 Ephemera lineata Eaton, 1870 Ephemera vulgata Linnaeus, 1843 Ephemereliidae Ephemerella mukronata Bengtsson, 1909 Ephemerella notata Eaton, 1887 Ephemerella ikonomovi Puthz, 1971 Seratella ignita (Poda, 1761) Torleya major (Klapálek, 1905) Choroterpes picteti (Eaton, 1871) Leptophlebiidae Habroleptoides modesta (Hagen, 1864) Habroleptoides confusa Sartori and Jacob, 1986 Habrophlebia fusca (Curtis, 1834) Habrophlebia lauta Eaton, 1884 Paraleptophlebia cincta (Retzius, 1783) Paraleptophlebia lacustris Ikonomov, 1962 Paraleptophlebia submarginata (Stephens, 1835) Oligoneuriidae Oligoneuriella pallida (Hagen, 1855) Oligoneuriella rhenana (Imhoff, 1852) Palingeniidae Palingenia longicauda Olivier, 1791 Polymitracidae Ephoron virgo (Olivier, 1791) Potamantiidae Potamanthus luteus (Linnaeus, 1767) Siphlonuridae Siphlonurus aestivalis Eaton, 1903 ODONATA Aechnidae Aeshna affinis Van Der Linden, 1820 Aeshna cyanea (Müller, 1764) Aeshna isosceles (Müller, 1767) Aeshna juncea (Linnaeus, 1758) Aeshna mixta Latreille, 1805 Anax imperator Leach, 1815 Brachytron pratense (Müller, 1764) Anax ephippiger (Burmeister, 1839) Anax parthenope Sélys, 1893 Calopterygidae Calopteryx splendens (Harris, 1782) Calopteryx virgo (Linnaeus, 1758) Coenagrionidae Caenagrion hastulatum (Charpentier, 1825) Coenagrion mercuriale (Charpentier, 1840) Coenagrion ornatum (Sélys, 1850) Coenagrion puella (Linnaeus, 1758) Coenagrion pulchellum (Van der Linden, 1825) Enallagma cyanthigerum (Charpentier, 1840) Erythromma lindenii (Sélys, 1840) Erythromma viridulum (Charpentier, 1840) Erythromma najas (Hansemann, 1823) Ischnura elegans (Van der linden, 1820) Ischnura pumilio (Charpentier, 1825) Pyrrhosoma nymphula (Sulzer, 1776) Cordulegastridae Cordulegaster bidentata Sélys, 1843 Cordulegaster boltonii (Donovan, 1807) Cordulegaster heros Theischinger, 1979 Corduliidae Cordulia aenea (Linnaeus, 1758) Epitheca bimaculata (Charpentier, 1825) Somatochlora flavomaculata (Van der Linden, 1825) Somatochlora metallica (Van der Linden, 1825) Gomphidae Gomphus flavipes (Charpentier, 1825) Gomphus simillimus Sélys, 1840 Gomphus vulgatissimus (Linnaeus, 1758) Onychogomphus forcipatus (Linnaeus, 1758) Onychogomphus uncatus (Charpentier, 1840) Ophiogomphus cecilia (Fourcroy, 1785) Lestidae Ана Петровић Докторска дисертација 53 Lestes viridis Kennedy, 1920 Lestes virens (Charpentier, 1825) Lestes barbarus (Fabricius, 1798) Lestes dryas Kirby, 1890 Lestes macrostigma (Eversmann, 1836) Lestes parvidens Artobolevskii, 1929 Lestes sponsa (Hansemann, 1823) Sympecma fusca (Van der Linden, 1820) Libellulidae Leucorrhinia rubicunda (Linnaeus, 1758) Libellula depressa Linnaeus, 1758 Libellula fulva Müller, 1764 Libellula quadrimaculata Linnaeus, 1758 Orthetrum albistylum (Sélys, 1848) Orthetrum brunneum (Fonscolombe, 1837) Orthetrum cancellatum (Linnaeus, 1758) Orthetrum coerulescens (Fabricius, 1798) Sympetrum depressiusculum (Sélys, 1841) Sympetrum flaveolum (Linnaeus, 1758) Sympetrum fonscolombei (Sélys, 1840) Sympetrum meridionale (Sélys, 1841) Sympetrum striolatum (Charpentier, 1840) Sympetrum vulgatum (Linnaeus, 1758) Crocothemis erythraea (Brulle, 1832) Platicnemididae Platycnemis pennipes (Pallas, 1771) PLECOPTERA Capniidae Capnia bifrons (Newman, 1839) Capnia vidua Klapálek, 1904 Chloroperlidae Siphonoperla neglecta (Rostock 1888) Siphonoperla torrentium (Pictet 1841) Siphonoperla transsylvanica (Kis, 1963) Chloroperla tripunctata (Scopoli, 1763) Leuctridae Leuctra albida Kempny, 1899 Leuctra aurita Navás, 1919 Leuctra autumnalis Aubert, 1948 Leuctra braueri Kempny 1898 Leuctra bronislawi Sowa, 1970 Leuctra cingulata Kempny, 1899 Leuctra digitata Kempny, 1899 Leuctra fusca (Linnaeus, 1758) Leuctra hippopoides Kacanski & Zwick, 1970 Leuctra hippopus Kempny, 1899 Leuctra hirsuta Bogescu & Tabacaru, 1960 Leuctra inermis Kempny, 1899 Leuctra major Brinck, 1949 Leuctra moselyi Morton, 1929 Leuctra nigra (Olivier, 1811) Leuctra prima Kempny, 1899 Leuctra pseudohippopus Raušer 1965 Leuctra pseudosignifera Aubert, 1954 Leuctra quadrimaculata Kis, 1963 Nemouridae Amphinemura standfussi (Ris, 1902) Amphinemura sulcicollis (Stephens, 1836) Amphinemura triangularis (Ris, 1902) Nemoura avicularis Morton, 1894 Nemoura cambrica Stephens, 1836 Nemoura carpathica Illies, 1963 Nemoura cinerea (Retzius, 1783) Nemoura flexuosa Aubert, 1949 Nemoura fusca Kis 1963 Nemoura longicauda Kis, 1964 Nemoura marginata Pictet, 1835 Nemoura minima Aubert, 1946 Nemoura monticola Raušer, 1965 Nemoura uncinata Despax, 1934 Nemoura subtilis Klapálek, 1896 Nemoura zwicki Sivec, 1980 Nemurella pictetii (Klapálek, 1900) Protonemura aestiva Kis, 1965 Protonemura auberti Illies, 1954 Protonemura autumnalis Raušer, 1956 Protonemura beaumonti (Aubert, 1956) Protonemura brevistyla (Ris, 1902) Protonemura hrabei Raušer, 1956 Protonemura illiesi Kis, 1963 Protonemura intricata (Ris, 1902) Protonemura lateralis (Pictet, 1836) Protonemura meyeri (Pictet, 1841) Protonemura montana Kimmins, 1941 Protonemura nitida (Pictet, 1836) Protonemura praecox (Morton, 1894) Perlidae Dinocras megacephala (Klapálek, 1907) Marthamea vitripennis (Burmeister, 1839) Perla abdominalis Guérin-Méneville, 1838 Perla illiesi Braasch & Joost, 1971 Perla marginata (Panzer, 1799) Perla grandis Rambur1842 Perla pallida Guérin-Méneville, 1838 Perlodidae Arcynopteryx dichroa (McLachlan 1872) Isogenus nubecula Newman, 1833 Isoperla belai Illies, 1963 Isoperla bosnica Aubert, 1964 Isoperla buresi Raušer, 1962 Isoperla difformis (Klapálek, 1909) Isoperla goertzi Illies, 1952 Isoperla gramatica (Poda, 1761) Isoperla graeca Aubert, 1956 Isoperla submontana Raušer, 1965 Isoperla obcura (Zetterstedt, 1840) Isoperla oxylepis (Despax, 1936) Isoperla pawlowski Wojtas, 1961 Ана Петровић Докторска дисертација 54 Isoperla rivulorum (Pictet, 1841) Isoperla sudetica (Kolenati, 1859) Isoperla tripartita Illies 1954 Perlodes dispar (Rambur, 1842) Perlodes intricatus (Pictet 1841) Perlodes microcephalus (Pictet, 1833) Taeniopterygidae Brachyptera braueri (Klapálek, 1900) Brachyptera helenica Aubert, 1956 Brachyptera graeca Berthélemy, 1971 Brachyptera risi (Morton, 1896) Brachyptera seticornis (Klapálek, 1902) Brachyptera trifasciata (Pictet, 1832) Taeniopteryx hubaulti Aubert, 1946 Taeniopteryx nebulosa (Linnaeus, 1758) Taeniopteryx schoenemundi (Mertens, 1923) TRICHOPTERA Beraeidae Beraea maurus (Curtis, 1834) Beraea pullata (Curtis, 1834) Beraeamyia schmidi Botosaneanu, 1960 Beraeodes minutus (Linnaeus, 1761) Ernodes articularis Pictet, 1834 Branchycentridae Brachycentrus maculatus (Fourcroy, 1785) Brachycentrus montanus Klapalek, 1892 Brachycentrus subnubilus Curtis, 1834 Micrasema longulum McLachlan, 1876 Micrasema minimum McLachlan, 1876 Micrasema sericeum Klapalek, 1902 Ecnomidae Ecnomus tenellus (Rambur, 1842) Glossosomatidae Agapetus ochripes Curtis, 1834 Agapetus fuscipes Curtis, 1834 Agapetus laniger (Pictet, 1843) Agapetus slavorum Botosaneanu, 1960 Glossosoma bifidum McLachlan, 1879 Glossosoma boltoni Curtis, 1834 Glossosoma conformis Neboiss, 1963 Glossosoma discophorum Klapalek, 1902 Glossosoma intermedium Klapalek, 1892 Synagapetus iridipennis McLachlan, 1879 Synagapetus krawanyi Ulmer, 1938 Goeridae Goera pilosa (Fabricius, 1775) Lithax niger (Hagen, 1859) Lithax obscurus (Hagen, 1859) Silo nigricornis (Pictet, 1834) Silo pallipes (Fabricius, 1781) Silo piceus (Brauer, 1857) Helycopsychidae Helicopsyche bacescui Orghidan & Botosaneanu, 1953 Helicopsyche sperata McLachlan, 1876 Hydropsychidae Cheumatopsyche lepida (Pictet, 1834) Diplectrona atra McLachlan, 1878 Diplectrona felix McLachlan, 1878 Hydropsyche angustipennis (Curtis, 1834) Hydropsyche botosaneanui Marinkovic, 1966 Hydropsyche bulbifera McLachlan, 1878 Hydropsyche contubernalis McLachlan, 1865 Hydropsyche fulvipes (Curtis, 1834) Hydropsyche instabilis (Curtis, 1834) Hydropsyche mahrkusha Schmid, 1959 Hydropsyche modesta Navás, 1925 Hydropsyche ornatula McLachlan, 1878 Hydropsyche pellucidula (Curtis, 1834) Hydropsyche peristerica Botosaneanu & Marinkovic, 1968 Hydropsyche saxonica McLachlan, 1884 Hydropsyche siltalai Döhler, 1963 Hydropsyche silfvenii Ulmer, 1906 Hydropsyche tabacarui Botosaneanu, 1960 Hydropsyche tjederi Botosaneanu & Marinkovic, 1966 Hydroptilidae Agraylea multipunctata Curtis, 1834 Agraylea sexmaculata Curtis, 1834 Hydroptila sparsa Curtis, 1834 Hydroptila tineoides Dalman, 1819 Hydroptila vectis Curtis, 1834 Ithytrichia lamellaris Eaton 1873 Lepidostomatidae Lasiocephala basalis (Kolenati, 1848) Lepidostoma hirtum (Fabricius, 1775) Crunoecia bosniaca M. Gospodnetić, 1970 Crunoecia kempnyi Morton, 1901 Leptoceridae Adicella balcanica Botosaneanu & Novak, 1965 Adicella filicornis (Pictet, 1834) Adicella syriaca Ulmer, 1907 Athripsodes aterrimus (Stephens, 1836) Athripsodes albifrons (Linnaeus, 1758) Athripsodes bilineatus (Linnaeus, 1758) Athripsodes commutatus (Rostock, 1874) Ceraclea annulicornis (Stephens, 1836) Leptocerus interruptus (Fabricius, 1775) Mystacides azurea (Linnaeus, 1761) Mystacides longicornis (Linnaeus, 1758) Mystacides nigra (Linnaeus, 1758) Oecetis testacea Curtis, 1834 Paroecetis struckii (Klapalek, 1903) Setodes hungaricus Ulmer, 1907 Triaenodes kawraiskii (Martynov, 1909) Ylodes simulans (Tjeder, 1929) Limnephilidae Ана Петровић Докторска дисертација 55 Allogamus auricollis (Pictet, 1834) Allogamus uncatus (Brauer, 1857) Anabolia furcata Brauer, 1857 Anabolia laevis (Zetterstedt, 1840) Anabolia nervosa (Curtis, 1834) Annitella obscurata (McLachlan, 1876) Annitella triloba M.-Gospodnetic, 1957 Chaetopteryx cissylvanica Botosaneanu, 1959 Chaetopteryx regulosa schmidi Botosaneanu, 1957 Chaetopteryx stankovići M. Gospodnetic, 1966 Chaetopteryx villosa (Fabricius, 1789) Chaetopteroides maximus Kumanski, 1968 Drusus annulatus (Stephens, 1837) Drusus biguttatus (Pictet, 1834) Drusus botasaneanu Botosaneanu, 1965 Drusus discolor (Rambur, 1842) Drusus discophorus Radovanovic, 1943 Drusus monticola McLachlan, 1876 Drusus serbicus Marinkovic- Gospodnetic, 1971 Drusus trifudus McLachlan, 1876 Ecclisopterix guttulata (Pictet, 1834) Ecclisopteryx madida McLachlan, 1867 Glyphotaelius gripekoveni (Keifer, 1913) Glyphotaelius pellucidus (Retzius, 1783) Glyphotaelius polytomus Harting, 1893 Grammotaulius atomarius (Fabricius, 1793) Grammotaulius nigropunctatus (Retzius, 1783) Grammotaulius nitidus (Müller, 1764) Halesus digitatus (Schrank, 1781) Halesus interpunctatus (Zetterstedt, 1840) Halesus radiatus (Curtis, 1834) Halesus tesselatus (Rambur, 1842) Hydatophylax infumatus (McLachlan, 1865) Limnephilus fuscicornis (Rambur, 1842) Limnephilus affinis Curtis, 1834 Limnephilus auricula Curtis, 1834 Limnephilus bipunctatus Curtis, 1834 Limnephilus caenosus Curtis, 1834 Limnephilus centralis Curtis, 1834 Limnephilus decipiens (Kolenati, 1848) Limnephilus elegans Curtis, 1834 Limnephilus extricatus McLachlan, 1865 Limnephilus flavicornis (Fabricius, 1787) Limnephilus lunatus Curtis, 1834 Limnephilus marmoratus Curtis, 1834 Limnephilus rhombicus (Linnaeus, 1758) Limnephilus sparsus Curtis, 1834 Limnephilus vittatus (Fabricius, 1798) Melampophylax mucoreus Hagen, 1861 Mesophylax impunctatus McLachlan, 1884 Metanoea flavipennis (Pictet, 1834) Micropterna lateralis Stephens, 1874 Micropterna nycterobia (McLachlan, 1875) Micropterna seguax (McLachlan, 1875) Micropterna testacea (Gmelin, 1790) Nemotaulius punctatolineatus (Retzius, 1783) Parachiona picicornis (Pictet, 1834) Potamophylax cingulatus (Stephens, 1837) Potamophylax latipennis (Curtis, 1834) Potamophylax luctuosus (Piller & Mitterpacher, 1783) Potamophylax nigricornis (Pictet, 1834) Potamophylax pallidus (Klapalek, 1899) Potamophylax rotundipennis (Brauer, 1857) Psilopteryx montana Kumanski, 1968 Stenophylax mitis McLachlan, 1875 Stenophylax mucronatus McLachlan, 1880 Stenophylax permistus McLachlan, 1895 Stenophylax meridiorientalis Malicky, 1980 Stenophylax vibex (Curtis, 1834) Odontoceridae Odontocerum albicorne (Scopoli, 1763) Odontocerum hellenicum Malicky, 1972 Philopotamidae Chimarra marginata (Linnaeus, 1767) Philopotamus montanus (Donovan, 1813) Philopotamus variegatus (Scopoli, 1763) Wormaldia occipitalis (Pictet, 1834) Wormaldia pulla (McLachlan, 1878) Wormaldia subnigra McLachlan, 1865 Phryganeidae Phryganea grandis Linnaeus, 1758 Polycentropodidae Cyrnus crenaticornis (Kolenati, 1859) Cyrnus flavidus McLachlan, 1864 Cyrnus trimaculatus (Curtis, 1834) Holocentropus stagnalis (Albarda, 1874) Neureclipsis bimaculata (Linnaeus, 1758) Plectrocnemia conspresa (Curtis, 1834) Plectrocnemia geniculata McLachlan, 1871 Plectrocnemia minima Klapalek, 1899 Polycentropus irroratus Curtis, 1835 Polycentropus excisus Klapalek, 1894 Polycentropus flavomaculatus (Pictet, 1834) Psychomiidae Lype phaeopa (Stephens, 1836) Lype reducta (Hagen, 1868) Psychomyia fragilis (Pictet, 1834) Psychomyia klapaleki Malicky, 1995 Psychomyia pusilla (Fabricius, 1781) Tinodes pallidulus Mclachlan, 1878 Tinodes rostocki Mclachlan, 1878 Tinodes unicolor (Pictet, 1834) Tinodes waeneri (Linnaeus, 1758) Rhyacophilidae Rhyacophila aquitanica McLachlan, 1879 Ана Петровић Докторска дисертација 56 Rhyacophila balcanica Radovanovic, 1953 Rhyacophila bosniaca Schmid, 1970 Rhyacophila dorsalis (Curtis, 1834) Rhyacophila evoluta McLachlan, 1879 Rhyacophila fasciata Hagen, 1859 Rhyacophila fischeri Botosaneanu, 1957 Rhyacophila furcifera Klapalek, 1904 Rhyacophila glareosa McLachlan, 1867 Rhyacophila intermedia McLachlan., 1868 Rhyacophila hirticornis McLachlan, 1879 Rhyacophila laevis Pictet, 1834 Rhyacophila loxias Schmid, 1970 Rhyacophila mocsaryi Klapalek, 1894 Rhyacophila nubila (Zetterstedt, 1840) Rhyacophila obliterata McLachlan, 1863 Rhyacophila obtusa Klapalek, 1894 Rhyacophila pascoei McLachlan, 1879 Rhyacophila philopotamoides McLachlan, 1879 Rhyacophila polonica McLachlan, 1879 Rhyacophila praemorsa McLachlan, 1879 Rhyacophila pubescens Pictet, 1834 Rhyacophila stankovići Radovanovic, 1932 Rhyacophila torrentium Pictet, 1834 Rhyacophila trescavicensis Botosaneanu, 1960 Rhyacophila tristis Pictet, 1834 Rhyacophila vranitzensis Marinkovic & Botosaneanu, 1967 Rhyacophila vulgaris Pictet, 1834 Sericostomatidae Notidobia ciliaris (Linnaeus, 1761) Oecismus monedula (Hagen, 1859) Sericostoma flavicorne Schneider, 1845 Sericostoma personatum Kirby & Spencer, 1826 Sericostoma timidum Hagen, 1864 Uenoidae Thremma anomalum McLachlan, 1876 DIPTERA Athericidae Atherix ibis (Fabricius, 1798) Atrichops crassipes (Meigen, 1820) Ibisia marginata (Fabricius, 1781) Blephariceridae Blepharicera fasciata fasciata (Westwood, 1842) Liponeura brevirostris Loew, 1877 Liponeura cordata Vimmer, 1916 Liponeura decipiens Bezzi, 1913 Liponeura cinarasceus minor Bischoff, 1922 Ceratopogonidae Culicoides circumscriptus Kieffer, 1918 Culicoides nubeculosus Meigen, 1830 Dasyhella versicolor (Winnertz, 1852) Palpomyia lineata (Meigen, 1804) Probezzia seminigra (Panzer, 1796) Chaoboridae Chaoborus crystalinus (De Geer, 1776) Chironomidae Beckidia zabolotzkyi (Goetghebuer, 1938) Chernovskiia orbicus (Townes, 1945 ) Chironomus plumosus (Linnaeus,1758) Chironomus riparius Meigen 1804 Chironomus bernensis Kloetzli 1973 Chironomus acutiventris Wuelker, Ryser & Scholl, 1983 Chironomus (Chironomus) annularius Meigen, 1818 Chironomus obtusidens Goetghebuer, 1921 Chironomus luridus group Cladotanytarsus mancus (Walker, 1856) Cladopelma viridulum (Linnaeus 1767) Cryptochironomus defectus (Kieffer, 1913) Demicryptochironomus vulneratus (Zetterstedt, 1838) Dicrotendipes nervosus (Staeger, 1839) Dicrotendipes notatus (Meigen, 1818) Endochironomus albipennis (Meigen, 1830) Endochironomus dispar (Meigen, 1830) Endochironomus tendens (Fabricius, 1775) Glyptotendipes cauliginellus (Kieffer, 1913) Glyptotendipes pallens (Meigen, 1804) Harnischia fuscimanus (Kieffer, 1921) Microchironomus tener (Kieffer, 1918) Micropstra bidentata Goetghebuer, 1921 Micropstra curvicornis (Chernovskij, 1949) Micropsectra junci (Meigen, 1818) Microtendipes chloris (Meigen, 1818) Microtendipes pedellus agg. Sensu Moller Pillot (1984) Microtendipes tarsalis agg. Sensu Moller Pillot (1984) Omisus caledonicus (Edwards, 1932) Parachrionomus arcuatus (Goetghebuer, 1921). Parachironomus frequens (Johannsen, 1905) Parachironomus varus (Goetghebuer 1921) Paracladopelma camptolabis (Kieffer, 1913) Paracladopelma doris (Townes, 1945) Paracladopelma laminatum (Kieffer, 1921) Paracladopelma nigritulum (Goetghebuer, 1942) Paralauterborniella nigrohalteralis (Malloch,1915) Paratanytarsus austriacus (Kieffer,1924) Paratanytarsus dissimilis (Johannsen, 1905) Paratanytarsus lauterborni (Kieffer, 1909) Paratendipes albimanus (Meigen, 1818) Paratendipes connectens (Meigen, 1830) Paratendipes nubilus (Meigen, 1830) Ана Петровић Докторска дисертација 57 Phaenopsectra flavipes (Meigen, 1818) Polypedilum albicorne (Meigen, 1838) Polypedilum convictum (Walker, 1856) Polypedilum cultellatum Goetghebuer, 1931 Polypedilum laetum (Meigen, 1818) Polypedilum nubeculosum (Meigen, 1804) Polypedilum pedestre (Meigen, 1830) Polypedilum scalaenum (Schrank, 1803) Polypedilum uncinatum Goetghebuer, 1921 Pseudochironomus prasinatus (Staeger, 1839) Rheotanytarsus rivulorum (Kieffer & Thienemann, 1908) Robackia demeijerei (Kruseman, 1933) Saetheria reissi Jackson, 1977 Stempellinella brevis (Edwards, 1929) Stempellina cornuta Kieffer, 1922 Stempellinella edwardsi Spies & Saether 2004 Stictochironomus maculipennis (Meigen, 1818) Stictochironomus pictulus (Meigen, 1830) Stictochironomus sticticus (Fabricius, 1781) Tanytarsus gregarius (Kieffer, 1909) Xenochironomus xenolabis (Kieffer 1916) Potthastia gaedii (Meigen, 1838) Potthastia longimanus Kieffer, 1922 Acricotopus lucens (Zetterstedt, 1850). Brillia flavifrons (Johannsen, 1905) Brillia longifurca Kieffer, 1921 Brillia bifida (Kieffer, 1909) Bryophaenocladius subvernalis (Edwards, 1929) Cardiocladius fuscus Kieffer, 1924 Chaetocladius perennis (Meigen, 1830) Chaetocladius vitellinus (Kieffer, 1908) Corynoneura cf. antennalis sensu Schmid (1993) Corynoneura coronata Edwards 1924 Corynoneura celeripes Winnertz, 1852 Corynoneura lobata Edwards, 1924 Corynoneura scutellata Winnertz, 1846 Cricotopus annulator (Goetghebuer, 1927) Cricotopus algarum (Kieffer, 1911) Cricotopus albiforceps (Kieffer, 1916) Cricotopus fuscus (Kieffer, 1909) Cricotopus triannulatus (Macquart, 1826) Cricotopus bicinctus (Meigen,1818). Cricotopus gr. sylvestris sensu Hirvenoja, 1973 Cricotopus tremulus (Linnaeus, 1758) Cricotopus trifascia Edwards, 1929 Epoicocladius ephemerae (Kieffer, 1924) Eukiefferiella brevicalcar (Kieffer, 1911) Eukiefferiella clypeata (Kieffer, 1923) Eukiefferiella claripennis (Lundbeck, 1898) Eukiefferiella coerulescens (Kieffer, 1926) Eukiefferiella cyanea Thienemann, 1936 Eukiefferiella fittkaui Lehmann 1972 Eukiefferiella lobifera (Goetghebuer, 1934) Eukiefferiella gracei (Edwards, 1929) Eukiefferiella longipes (Chernovskij,1949) Eukiefferiella ilkleyensis (Edwards, 1929) Eukiefferiella minor (Edwards, 1929) Heleniella ornaticollis (Edwards, 1929) Limnophyes asquamatus (Soegaard Andersen, 1937) Limnophyes minimus (Meigen 1818) Microtendipes chloris (Meigen, 1818) Metriocnemus eurynotus (Holmgren 1883) Nanocladius dichromus (Kieffer, 1906) Nanocladius rectinervis (Kieffer, 1911) Orthocladius thienemanni (Kieffer, 1906) Orthocladius frigidus (Zetterstedt, 1838) Orthocladius lignicola Kieffer 1914 Orthocladius luteipes Goetghebuer 1938 Orthocladius olivaceus (Kieffer, 1911) Orthocladius rivulorum Kieffer, 1909 Orthocladius rubicundus (Meigen, 1818) Orthocladius saxosus (Tokunaga 1939) Paracladius conversus (Walker,1856) Paracricotopus niger (Kieffer, 1913) Parakiefferiella bathophila (Kieffer, 1912) Parakiefferiella gracillima (Kieffer, 1922) Parametriocnemus stylatus (Spaerck, 1923) Paraphaenocladius impensus (Walker, 1856) Paratrichocladius rufiventris (Meigen, 1830) Paratrissocladius excerptus (Walker, 1856) Psectrocladius barbimanus (Edwards, 1929) Psectrocladius calcaratus (Edwards, 1929) Psectrocladius psilopterus (Kieffer, 1906) Pseudosmittia danconai (Marcuzzi, 1947) Pseudosmittia simplex (Strenzke & Thienemann, 1942) Rheocricotopus chalybeatus (Edwards,1929) Rheocricotopus effusus (Walker, 1856) Rheocricotopus fuscipes (Kieffer, 1909) Rheosmittia spinicornis (Brundin, 1956) Synorthocladius semivirens (Kieffer, 1909) Thienemanniella clavicornis (Kieffer, 1911) Thienemanniella flaviforceps (Kieffer, 1925) Thienemanniella majuscula (Edwards, 1924) Tvetenia bavarica (Goetghebuer, 1934) Tvetenia calvescens (Edwards, 1929) Tvetenia tshernovskii (Pankratova,1968) Tvetenia discoloripes (Goetghebuer & Thienemann, 1936) Odontomesa fulva (Kieffer, 1919). Prodiamesa olivacea (Meigen, 1818). Prodiamesa rufovittata (Goetghebuer, 1932). Ablabesmyia longistyla Fittkau, 1962 Ablabesmyia monilis (Linnaeus, 1758) Ана Петровић Докторска дисертација 58 Ablabesmyia phatta (Egger, 1864) Anatopynia plumipes (Fries, 1823) Apsectrotanypus trifascipennis (Zetterstedt, 1838) Arctopelopia barbitarsis (Zetterstedt, 1850) Conchapelopia melanops (Meigen, 1818) Guttipelopia guttipennis (van der Wulp, 1861) Larsia curticalcar (Kieffer, 1918) Macropelopia adaucta Kieffer,1916 Macropelopia nebulosa (Meigen, 1804) Monopelopia tenuicalcar (Kieffer, 1918) Natarsia punctata (Fabricius, 1805) Nilotanypus dubius (Meigen, 1804) Tanypus kraatzi (Kieffer, 1912) Tanypus punctipennis Meigen, 1818 Thienemannimyia lentiginosa (Fries, 1823) Zavrelimyia melanura (Meigen, 1804) Trissopelopia flavida (Kieffer, 1923) Syndiamesa hygropetrica (Kieffer, 1909) Diamesa latitarsis (Goetghebuer, 1921) Diamesa insignipes Kieffer, 1908 Pseudodiamesa nivosa (Goetghebuer, 1928) Acricotopus lucens (Zetterstedt, 1850) Bryophaenocladius subvernalis (Edwards, 1929) Diplocladius cultriger Kieffer, 1908 Heterotrissocladius marcidus (Walker 1856) Synorthocladius semivirens (Kieffer, 1909) Orthocladius rivicola Kieffer, 1911 Psectrocladius obvius (Walker 1856) Trissocladius brevipalpis Kieffer, 1908 Trissopelopia flavida Kieffer, 1923 Tanypus (Tanypus) vilipennis (Kieffer, 1918) Psectrotanypus varius (Fabricius, 1787) Chernovskiia orbicus (Townes, 1945) Cladopelma gr. laccophila Lipiniella araenicola Shilova, 1961 Culicidae Dixidae Dixa dilatata Strobl, 1900 Dixa maculata Meigen, 1818 Empididae Clinocera nigra (Meigen, 1804) Wiedemannia ouedorum Vaillant, 1952 Hemerodrominae Chelifera precatoria (Fallen, 1815) Hemerodromia unilineata Zetterstedt, 1842 Ephydridae Scatella stagnalis (Fallen, 1813) Ilytheinae Limoniidae Ormosia lineata (Meigen, 1804) Orimarga attenuata (Walker, 1848) Limnophilinae Hexatoma bicolor (Meigen, 1818) Antocha vitripennis (Meigen, 1830) Limnophila maculata (Meigen, 1804) Limnophila mundata (Loew, 1871) Limonia maculipennis (Meigen, 1818) Limonia modesta (Meigen, 1818) Muscidae Limnophora riparia (Fallén, 1824) Pediciidae Dicronata bimaculata (Schummel, 1829) Pedicia straminea (Meigen, 1838) Pedicia immaculata (Meigen, 1804) Psychodiidae Psychoda alternata Say, 1824 Psychoda gemina (Eaton, 1904) Psychoda severini Tonnoir, 1922 Psychoda pusilla Tonnoir, 1922 Satcheilliella canescens (Meigen, 1818) Ulomia (Satchelliella) cognata (Eaton, 1893) Satcheliella mutua (Eaton, 1893) Satchelliella stammeri (Jung, 1954) Simulidae Prosimulium hirtipes (Fries, 1824) Prosimulium tomosvaryi (Enderlein, 1921) Simulium argyreatum Meigen, 1838 Simulium reptans (Linnaeus, 1758) Simulium angustatum (Rubzov, 1956) Simulium (Eusimulim) aureum Fries, 1824 Simulium costatum Friederichs, 1920 Simulium cryophylum (Rubzov, 1959) Simulim (Wilhelmia) balcanica (Enderlein, 1924) Simulim (Wilhelmia) lineatum (Meigen, 1804) Odagmia maxima Knoz, 1961 Stratiomyidae Oxycera meigenii Staeger, 1844 Oxycera paradalina Meigen, 1822 Oxycera pygmaea (Fallen, 1817) Stratiomis longicornis (Scopoli, 1763) Odontomyia ornata (Meigen, 1822) Syrphidae Eristalis tenax (Linnaeus, 1758) Tabaniidae Chrysops caecutiens (Linnaeus, 1758) Tabanus maculicornis (Zetterstedt, 1842) Tabanus miki Brauer, 1880 Heptatoma pellucens (Fabricius, 1776) Tipulidae Tipula luna Westhoff, 1879 Tipula benesignata Mannheims, 1954 Tipula cheethami Edwards, 1924 Tipula rufina rufina Meigen, 1818 Tipula autumnalis Loew, 1864 Tipula fulvipennis De Geer, 1776 Ана Петровић Докторска дисертација 59 Tipula grisescens Zetterstedt, 1851 Tipula lateralis Meigen, 1804 Tipula maxima Poda, 1761 Tipula pruinosa pruinosa Wiedemann, 1817 Tipula saginata Bergroth, 1891 HETEROPTERA Aphelocheiridae Aphelocherius aestivalis (Fabricius, 1794) Corixidae Glaenocorisa propingua (Fieber, 1860) Corixa punctata (Illiger 1807) Sigara nigrolineata (Fieber 1848) Sigara limitata (Fieber 1848) Sigara striata (Linnaeus 1758) Sigara iactans Jansson 1983 Sigara lateralis (Leach 1817) Sigara falleni (Fieber 1848) Gerridae Aquarius najas (De Geer 1773) Aquarius paludum (Fabricius 1794) Gerris gibbifer Schummel 1832 Gerris thoracicus Schummel 1832 Hydrometridae Hydrometra stagnorum (Linnaeus 1758) Naucoridae Ilyocoris cimicoides cimicoides(Linnaeus, 1758) Nepidae Nepa cinerea Linnaeus, 1758 Ranatra linearis (Linnaeus, 1758) Notonecdidae Notonecta glauca Linnaeus, 1758 Notonecta viridis Delcourt 1909 Mesovelidae Mesovelia furcata Mulsant & Rey 1852 Veliidae Velia caprai Tamanini 1947 Velia affinis filippii (Tamanini 1947) COLEOPTERA Chrysomellidae Donacia crassipes Fabricius, 1775 Curculionidae Bagous bagdatensis Pic 1904 Bagous collignensis (Herbst 1797) Bagous lutulentus Gyllenhal 1813 Pelenomus canaliculatus (Fahaeus 1843) Pelenomus commari (Panzer 1794) Pelenomus waltoni (Boheman 1843) Phytobius velaris (Gyllenhal, 1827) Phytobius leucogaster (Marsham, 1802) Rhinoncus castor (Fabricius 1792) Rhinoncus inconspectus (Herbst 1795) Rhinoncus pericarpius (Linnaeus 1758) Rhinoncus perpendicularis (Reich 1797) Dryopidae Helichus substriatus (Müller, 1806) Dytiscidae Agabus biguttatus (Olivier, 1795) Agabus uliginosus (Linnaeus, 1761) Dytiscus marginalis Linnaeus, 1759 Hydroporus erythrocephalus (Linnaeus, 1758) Hygrotus decoratus (Gyllenhal, 1810) Hygrotus inaequalis (Fabricius, 1777) Ilybius guttiger (Gyllenhål, 1808) Laccophilus hyalinus (De Geer, 1774) Platambus maculatus (Linnaeus, 1758) Scarodytes halensis (Fabricius, 1787) Elmidae Elmis aenea (Müller, 1806) Elmis maugeti Latreille, 1798 Elmis rietscheli Steffan, 1958 Elmis rioloides Kuwert, 1890 Esolus angustatus (Müller, 1821) Esolus parallelepipedus (Müller, 1806) Limnius perrisi (Dufour, 1843) Limnius volckmari (Panzer, 1793) Normandia nitens (Müller, 1817) Potamophilus acuminatus (Fabricius, 1792) Riolus subviolaceus (Müller, 1817) Stenelmis canaliculata (Gyllenhål, 1808) Erirhnidae Tanysphyrus lemnae (Fabricius 1792) Notaris scirpi (Fabricius 1793) Gyrinidae Gyrinus substriatus Stephens, 1828 Orectochilus villosus (Müller, 1776) Haliplidae Brychius elevatus (Panzer, 1794) Haliplus fulvus (Fabricius, 1801) Haliplus lineatocollis (Marsham, 1802) Haliplus lineolatus Mannerheim, 1844 Haliplus ruficolis (De Geer, 1774) Hydraenidae Hydraena gracilis Germar, 1824 Ochthebius foveolatus Germar, 1824 Hydrophilidae Enochrus melanocephalus (Olivier, 1792) Laccobius minutus (Linnaeus, 1758) Hydrous piceus (Linnaeus, 1758) Helophorus guttulus Motschulsky, 1860 Scirtidae Hydrocyphon deflexicollis (P.W. J. Müller, 1821) Spercheidae Spercheus emarginatus (Schaller, 1783) Ochthera mantis (De Geer, 1776) Ochrosis ventralis (Illiger, 1807) Helodidae Elodes hausmani (Gredler, 1857) Ана Петровић Докторска дисертација 60 Elodes marginata (Fabricius, 1798) Elodes minuta (Linnaeus, 1767) NEUROPTERA Osmylidae Osmylus chrysops (Linnaeus, 1758) Osmylus fulvicephalus (Scopoli, 1763) MEGALOPTERA Sialidae Sialis fuliginosa Pictet, 1836 Sialis lutaria (Linnaeus, 1758) Ана Петровић Докторска дисертација 61 4.1.2. Селекција и филтрирање података са циљем издвајања локално значајних јединица конзервације (ЛЗЈК) Резултати бодовања врста из групе Plecoptera према критеријумима за издвајање ЛЗЈК приказани су у табели 10. Табела 10. Квантификовање критеријума за процену ЛЗЈК из базе података за врсте Plecoptera Врста/ параметар Ф р ек ве н тн ос т у вр ем ен у Ф р ек ве н тн ос т у п р ос то ру А бу да н тн ос т А р еа л р ас п р ос тр ањ ењ а % п оп ул ац и ја у за ш ти ћ ен и м п од р уч ји м а Н и во е к ол ос к е сп ец и ја л и за ц и је Е к он ом ск а вр ед н ос т ЗБ И Р Dinocras megacephala 5 5 5 5 5 5 1 31 Marthamea vitripennis 5 5 5 5 5 5 1 31 Taeniopteryx hubaulti 5 5 5 5 5 5 1 31 Isoperla goertzi 5 5 5 5 5 5 1 31 Nemoura cambrica 5 5 5 5 3 5 1 29 Protonemura lateralis 5 5 3 5 5 5 1 29 Protonemura praecox 5 5 5 5 5 3 1 29 Perlodes microcephalus 5 5 5 5 5 3 1 29 Taeniopteryx nebulosa 5 5 5 5 5 3 1 29 Chloroperla tripunctata 5 5 5 5 5 3 1 29 Brachyptera seticornis 5 5 5 5 3 3 1 27 Protonemura meyeri 3 3 5 5 5 3 1 25 Amphinemura sulcicollis 3 5 5 3 5 3 1 25 Leuctra prima 5 5 5 5 1 3 1 25 Leuctra braueri 5 3 5 5 3 3 1 25 Brachyptera risi 3 3 5 3 5 3 1 23 Capnia vidua 3 3 5 3 3 3 1 21 Protonemura montana 3 3 5 3 3 3 1 21 Protonemura nitida 3 3 5 3 3 3 1 21 Perla marginata 3 3 5 3 3 3 1 21 Perla grandis 3 3 5 3 3 3 1 21 Isogenus nubecula 3 3 3 5 5 1 1 21 Leuctra inermis 3 1 5 3 5 1 1 19 Leuctra pseudosignifera 3 1 5 5 3 1 1 19 Amphinemura triangularis 3 1 5 3 5 1 1 19 Perla pallida 1 3 3 3 5 3 1 19 Capnia bifrons 3 1 5 3 2 3 1 18 Leuctra nigra 1 1 5 3 5 1 1 17 Protonemura intricata 3 1 3 3 3 3 1 17 Leuctra fusca 1 1 5 3 3 1 1 15 Leuctra hippopus 1 1 5 1 3 1 1 13 Nemoura cinerea 1 1 3 1 3 1 1 11 Ана Петровић Докторска дисертација 62 Квантификовањем података из базе, од укупно 91 врсте Plecoptera забележених у воденим екосистемима Србије, за 32 врсте су постојали поуздани подаци и извршено је бодовање (табела 10). Од овог броја, 15 врста има укупан број бодова 25 и/или већи од 25 и оне представљају ЛЗЈК. За ове врсте је процењен степен угрожености на основу критеријума IUCN. Од укупно 85 врста из групе Ephemeroptera које су констатоване у воденим екосистемима Србије извршена је кванитфикација података за 54 врсте, јер су за њих постојали поуздани подаци у бази (табела 11). Од овог броја, 24 врсте имају број бодова 25 и/или већи од 25 и код њих је извршена процена угрожености према критеријумима IUCN. Табела 11. Квантификовање критеријума за процену ЛЗЈК из базе података за врсте Ephemeroptera Врста/ параметар Ф р ек ве н тн ос т у вр ем ен у Ф р ек ве н тн ос т у п р ос то р у А бу да н тн ос т А р еа л р ас п р ос тр ањ ењ а % п оп ул ац и ја у за ш ти ћ ен и м п од р уч ји м а Н и во е к ол ос к е сп ец и ја л и за ц и је Е к он ом ск а вр ед н ос т ЗБ И Р Acentrella sinaica 5 5 5 5 5 5 1 31 Choroterpes picteti 5 5 5 5 5 5 1 31 Baetis scambus 5 5 5 5 5 5 1 31 Oligoneuriella pallida 5 5 5 5 5 5 1 31 Siphlonurus aestivalis 5 5 5 5 5 5 1 31 Palingenia longicauda 5 5 5 5 5 5 1 31 Baetis meridionalis 5 5 5 5 5 3 1 29 Baetis niger 5 5 5 5 5 3 1 29 Baetis tracheatus 5 5 5 5 5 3 1 29 Baetis tricolor 5 5 5 5 5 3 1 29 Ecdyonurus torrentis 5 5 5 5 5 3 1 29 Electrogena lateralis 5 5 5 5 5 3 1 29 Epeorus yougoslavicus 5 5 5 5 3 5 1 29 Heptagenia coreulans 5 5 5 5 5 3 1 29 Rhithrogena fiorii 5 5 5 5 5 3 1 29 Paraleptophlebia cincta 5 5 5 5 5 3 1 29 Baetis buceratus 5 5 5 5 5 1 1 27 Ecdyonurus helveticus 5 5 5 5 5 1 1 27 Seratella spinosa 5 5 5 5 5 1 1 27 Baetis melanonyx 5 5 5 5 1 5 1 27 Baetis pavidus 5 5 5 5 3 3 1 27 Baetis lutheri 3 5 5 5 5 1 1 25 Ана Петровић Докторска дисертација 63 Табела 11. наставак Врста/ параметар Ф р ек ве н тн ос т у вр ем ен у Ф р ек ве н тн ос т у п р ос то р у А бу да н тн ос т А р еа л р ас п р ос тр ањ ењ а % п оп ул ац и ја у за ш ти ћ ен и м п од р уч ји м а Н и во е к ол ос к е сп ец и ја л и за ц и је Е к он ом ск а вр ед н ос т ЗБ И Р Baetis vardarensis 3 5 5 5 3 3 1 25 Ephemera vulgata 3 5 5 5 5 1 1 25 Electrogena afinis 5 5 0 5 5 3 1 24 Ecdyonurus aurantiacus 3 3 5 5 5 1 1 23 Torleya major 3 3 5 5 5 1 1 23 Habroleptoides modesta 3 5 5 3 5 1 1 23 Ecdyonurus austriacus 5 5 0 5 5 1 1 22 Ecdyonurus dispar 3 3 5 3 5 1 1 21 Ecdyonurus forcipula 3 3 5 3 5 1 1 21 Heptagenia sulphurea 3 3 5 3 5 1 1 21 Habrophlebia lauta 5 3 5 1 5 1 1 21 Baetis alpinus 1 3 3 3 3 5 1 19 Baetis pumilus 3 3 5 3 3 1 1 19 Caenis macrura 1 1 5 5 5 1 1 19 Ephemera danica 1 1 5 5 5 1 1 19 Habrophlebia fusca 3 1 5 3 5 1 1 19 Potamanthus luteus 1 3 5 3 5 1 1 19 Cloeon dipterum 1 1 3 5 5 1 1 17 Caenis horaria 1 1 5 3 5 1 1 17 Epeorus assimilis 1 3 5 3 3 1 1 17 Rhithrogena beskidensis 1 3 5 3 3 1 1 17 Ephemerella notata 1 3 3 3 5 1 1 17 Paraleptophlebia submarginata 1 3 5 3 3 1 1 17 Baetis vernus 1 1 5 3 3 1 1 15 Ecdyonurus epeorides 1 1 5 3 3 1 1 15 Ecdyonurus insignis 1 1 5 1 5 1 1 15 Oligoneuriella rhenana 1 1 5 1 5 1 1 15 Baetis rhodani 1 1 3 1 5 1 1 13 Seratella ignita 1 1 3 1 5 1 1 13 Baetis fuscatus 1 1 3 1 3 1 1 11 Ecdyonurus venosus 1 1 3 1 3 1 1 11 Rhithrogena semicolorata 1 1 3 1 3 1 1 11 У табели 12 приказани су резултати бодовања параметара из базе података за декаподне ракове Astacus astacus и Austropotamobius torrentium Ана Петровић Докторска дисертација 64 Табела 12. Квантификовање критеријума за процену ЈЗЛК из базе података за врсте декаподних ракова из фам. Astacidae Врста/ параметар Ф р ек ве н тн ос т у вр ем ен у Ф р ек ве н тн ос т у п р ос то р у А бу да н тн ос т А р еа л р ас п р ос тр ањ ењ а % п оп ул ац и ја у за ш ти ћ ен и м п од р уч ји м а Н и во е к ол ос к е сп ец и ја л и за ц и је Е к он ом ск а вр ед н ос т ЗБ И Р Astacus astacus 3 3 5 3 5 3 5 27 Austropotamobius torrentium 3 3 5 3 5 3 3 25 Бодовањем параметара из базе добијен је збир од 27 за врсту Astacus astacus, односно 25 за врсту Austropotamobius torrenntium, што је довољно за даљи корак примене стратегије конзервације, односно за примену IUCN категоризације. 4.1.3. Категоризација локално значајних јединица конзервације (ЛЗЈК) на основу IUCN критеријума, локална Црвена листа На основу добијених ЛЗЈК за сваку тестирану групу извршена је процена степена угрожености према IUCN критеријумима (табеле 13, 14 и 15). Табела 13. IUCN категорије угрожености за ЛЗЈК врсте Plecoptera Врста IUCN Црвена листа Србија BAES IUCN међународна заштита Заштита у Србији (Службени гласник 5/10) Marthamea vitripennis CR B2b(ii,iv) NE строго заштићена Taeniopteryx hubaulti CR B2ab(iii) NE строго заштићена Protonemura lateralis CR B2ab(i,ii,iii) NE строго заштићена Dinocras megacephala EN B2ab(ii,iii) NE строго заштићена Nemoura cambrica EN B2a NE строго заштићена Protonemura praecox EN B2ab(ii,iii) NE строго заштићена Taeniopteryx nebulosa EN B2ab(i) NE строго заштићена Protonemura meyeri EN B2a NE строго заштићена Perlodes microcephala VU B2b(ii,iii) NE - Amphinemura sulcicolis VU B2b(i,iii,iv) NE - Isoperla goertzi DD NE - Chloroperla tripunctata DD NE - Brachyptera seticornis DD NE - Leuctra prima DD NE - Leuctra braueri DD NE - Ана Петровић Докторска дисертација 65 Табела 14. IUCN категорије угрожености за ЛЗЈК врсте Ephemeroptera Табела 15. IUCN категорије угрожености за ЛЗЈК за врсте декаподне ракове из фам. Astacidae На основу резултата приказаних у табелама 13, 14 и 15 се запажа да се за 15 врста које су означене као ЛЗЈК може са великом сигурношћу проценити степен и категорија угрожености, док за 26 процена на основу критеријума IUCN није била могућа, па су сврстане у категорију DD. IUCN категоризација је примењена на свим Врста IUCN Црвена листа Србија BAES IUCN међународна заштита Заштита у Србији (Службени гласник 5/10) Epeorus yougoslavиcus CR B1b(iii) NE строго заштићена Baetis melanonyx EN B2b(ii,iii) NE строго заштићена Baetis pavidus EN B2ab(ii,iii,iv) NE строго заштићена Baetis vardarensis VU B1a,2b(ii,iii) NE - Baetis meridionalis NT NE - Acentrella sinaica DD NE - Choroterpes picteti DD NE - Baetis scambus DD NE - Oligoneuriella pallida DD NE - Siphlonurus aestivalis DD NE - Baetis tracheatus DD NE - Baetis tricolor DD NE - Ecdyonurus torrentis DD NE - Electrogena lateralis DD NE - Heptagenia coreulans DD NE - Rhithrogena fiorii DD NE - Paraleptophlebia cincta DD NE - Palingenia longicauda DD NE - Baetis buceratus DD NE - Ecdyonurus helveticus DD NE - Seratella spinosa DD NE - Baetis lutheri DD NE - Baetis niger DD NE - Ephemera vulgata DD NE - Врста IUCN Црвена листа Србија BAES IUCN међународна заштита Заштита у Србији (Службени гласник 5/10) Astacus astacus EN A3bcdeB1 VU строго заштићена Austrpotamobius torrentium NT DD строго заштићена Ана Петровић Докторска дисертација 66 врстама макробескичмењака констатованих у воденим екосистемима Србије, али је процена била могућа за 24 врсте које су сврстане у једну од категорија угроженoсти (CR, EN, VU) што је свега 2.4% у односу на њихов укупан број. Према критеријумима стратегије из базе само из три групе: Plecoptera Ephemeroptera и Astacidae је издвојена 41 врста, означена као ЛЗЈК, што је 4.1% од укупног броја свих врста акватичних макробескичмењака. Број угрожених врста према IUCN критеријумима по животињским групама без примене стратегије приказан је у табели 16. Табела 16. Број угрожених врста акватичних макробескичмењака по животињским групама Групе макробескичмењака / категорије угрожености CR EN VU NT/LC Turbellaria - - 1 - Mollusca - 1 - 2 Oligochaeta - - - 1 Hirudinea - - 1 - Polychaeta - - - - Isopoda - - - - Mysidae - - - - Amphipoda - - - - Odonata - - - 1 Trichoptera - 4 1 5 Coleoptera - - - - Heteroptera - - - 2 Diptera - - - 2 Укупно 0 5 3 13 Ако се посматра укупан број врста у односу на број категорисаних, види се да је однос неповољан, односно да се за велики број врста, на основу досадашњих истраживања, не може проценити категорија угрожености. Разлози за немогућност одређивања категорије су различити, а најчешће су то: нејасна, односно несигурна идентификација, временски стари налази, који више нису пронађени и потврђени, врсте које су констатоване само у једном налазу и нису поново потврђене, недостатак сређених колекција за упоређивање, или сви наведени разлози могу бити за одређени таксон присутни или одсутни заједно. Ана Петровић Докторска дисертација 67 4.1.4. Процена приоритета конзервације угрожених врста Plecoptera, Ephemeroptera и Astacidae на локалном нивоу на основу модела ESHIPPO У циљу добијања поуздане процене ризика изумирања и приоритета конзервације угрожених врста Plecoptera, Ephemeroptera и Astacidae на локалном нивоу извршено је тестирање према моделу ESHIPPO. Резултати су приказани у табелама 17, 18 и 19. Ана Петровић Докторска дисертација 68 Табела 17. Степен еколошке специјализације (ES) и утицај HIPPO фактора на популације врста из групе инсеката Plecoptera ESHIPPO / врста T. h ub au lti N . c am br ic a P. la te ra lis P. p ra ec ox M . v itr ip en ni s T. n eb ul os a B. se tic or ni s I. go er tzi C. tr ip un ct at a D . m eg ac ep ha la P. m ic ro ce ph al us A. su lc ic ol lis L. b ra ue ri L. p rim a P. m ey er i Биотоп, надморска висина, тип екосистема 5 5 5 3 5 3 3 5 3 3 3 3 3 3 3 Екосистем тип, еколошка зона 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 3 Mорфометрија биотопа и амбијент 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 3 Физички фактори 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 3 Хемијски фактори 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 3 Исхрана 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Репродуктивна стратегија 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Животни циклус 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Ниво ендемизма 5 3 5 3 3 1 3 3 1 1 1 1 1 1 1 Изолација популација 5 3 3 3 5 3 3 3 3 3 1 3 1 1 3 Укупан резултат (ЕS) 44 40 42 38 42 36 38 40 36 36 34 36 34 34 28 Промене станишта - без фрагментације 5 3 3 5 3 3 3 3 5 3 3 3 3 3 3 Деструкција 3 5 3 5 3 3 3 3 3 1 3 3 3 3 3 Фрагментација и изолација станишта 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Инвазивне врсте - већ постоје 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 случајно унете 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 намерно унете 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Загађење - Еутрофизација 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Сабробност 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Токсичност 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Ацидификација 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Радиоактивност 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Комбиновано 1 3 3 3 1 3 3 1 3 3 3 1 3 3 3 Раст популације - брзо умерено 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Стагнација или пад Експлоатација - антропогена 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 природна 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Укупан резултат (HIPPO) 31 33 31 35 29 33 31 29 33 29 31 29 31 31 31 ESHIPPO 75 73 73 73 71 69 69 69 69 65 65 65 65 65 59 Приоритет конзервације II II II II II II II II II II II II II II III Ана Петровић Докторска дисертација 69 Табела 18. Степен еколошке специјализације (ES) и утицај HIPPO фактора на популације врста из групе инсеката Ephemeroptera ESHIPPO / врста P. lo ng ic au da R. fi or ii S. a es tiv al is C. p ic te ti E. y ou go sla vi cu s P. c in ct a B. p av id us O . p al lid a E. la te ra lis B. v ar da re ns is B. m er id io na lis B. tr ac he at us E. t or re nt is H . c or eu la ns B. sc am bu s B. b uc er at us E. v ul ga ta B. n ig er B. lu th er i A. si na ic a B. m el an on yx B. tr ic ol or E. h el ve tic us S. sp in os a Биотоп, надморска висина, тип екосистема 5 3 3 5 5 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1 1 3 1 3 3 1 1 1 Екосистем тип, еколошка зона 5 3 3 5 5 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1 1 3 1 3 3 1 1 1 Mорфометрија биотопа и амбијент 5 5 3 3 5 3 3 3 3 3 3 1 3 3 3 1 3 3 1 3 3 1 1 1 Физички фактори 3 5 3 3 5 3 3 3 3 3 3 1 3 3 3 1 3 3 1 3 3 1 1 1 Хемиjски фактори 3 5 3 3 5 3 3 3 3 3 3 1 3 3 3 1 3 3 1 3 3 1 1 1 Исхрана 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Репродуктивна стратегија 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Животни циклус 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 Ниво ендемизма 5 3 3 5 3 3 3 3 1 3 1 1 3 3 3 1 1 1 1 3 3 1 1 1 Изолација популација 5 3 3 3 5 3 3 3 1 3 1 3 3 1 3 3 1 1 1 3 3 1 1 1 Укупан резултат (ЕS) 40 36 30 36 42 30 30 30 26 30 26 22 30 28 30 18 22 26 16 30 30 16 16 16 Промене станишта - без фрагментације 3 3 3 3 3 3 3 3 5 3 3 3 3 3 3 3 3 1 3 3 1 3 3 1 Деструкција 3 3 3 3 1 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1 3 3 3 3 3 1 3 3 1 Фрагментација и изолација станишта 3 3 3 1 5 3 3 3 5 3 3 3 1 1 5 3 3 3 1 1 3 1 1 1 Инвазивне врсте - већ постоје 3 3 3 3 1 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1 3 1 1 3 1 1 случајно унете 3 3 3 3 1 3 3 3 3 3 3 3 1 3 1 3 3 1 3 1 1 1 1 1 намерно унете 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 Ана Петровић Докторска дисертација 70 Табела 18. наставак ESHIPPO / врста P. lo ng ic au da R. fi or ii S. a es tiv al is C. p ic te ti E. y ou go sla vi cu s P. c in ct a B. p av id us O . p al lid a E. la te ra lis B. v ar da re ns is B. m er id io na lis B. tr ac he at us E. t or re nt is H . c or eu la ns B. sc am bu s B. b uc er at us E. v ul ga ta B. n ig er B. lu th er i A. si na ic a B. m el an on yx B. tr ic ol or E. h el ve tic us S. sp in os a Загађење - Еутрофизација 5 3 3 3 1 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1 3 3 3 3 1 1 3 3 3 Сабробност 5 3 3 3 1 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1 3 3 3 3 1 1 3 3 1 Токсичност 3 1 3 1 1 3 1 1 1 1 1 3 1 1 1 3 1 1 3 1 1 1 1 1 Ацидификација 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Радиоактивност 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Комбиновано 3 1 3 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Раст популације - брзо умерено 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1 1 3 3 Стагнација или пад 1 1 Експлоатација - антропогена 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 природна 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Укупан резултат (HIPPO) 39 31 35 29 21 33 33 31 35 31 31 33 27 29 25 33 31 25 33 19 17 25 25 19 ESHIPPO 79 67 65 65 63 63 63 61 61 61 57 55 57 57 55 51 53 51 49 49 47 41 41 35 Приоритет конзервације II II II II II II II II II II III III III III III III III III III III III III III III Ана Петровић Докторска дисертација 71 Табела 19. Степен еколошке специјализације (ES) и утицај HIPPO фактора на популације врста декаподних ракова из фамилије Astacidae ESHIPPO / врста Astacus astacus Austropotamobius torrentium Биотоп, надморска висина, тип екосистема 3 5 Екосистем тип, еколошка зона 3 5 Mорфометрија биотопа и амбијент 3 3 Физички фактори 3 3 Хемиjски фактори 5 3 Исхрана 1 3 Репродуктивна стратегија 3 5 Животни циклус 3 5 Ниво ендемизма 5 1 Изолација популација 1 1 Укупан резултат (ЕS) 30 34 Промене станишта - без фрагментације 5 3 Деструкција 5 3 Фрагментација и изолација станишта 3 1 Инвазивне врсте - већ постоје 5 1 случајно унете 5 3 намерно унете 1 1 Загађење - Еутрофизација 3 1 Сабробност 3 1 Токсичност 3 1 Ацидификација 1 1 Радиоактивност 1 1 Комбиновано 3 1 Раст популације - брзо 5 умерено Стагнација или пад 1 Експлоатација - антропогена 5 3 природна 3 3 Укупан резултат (HIPPO) 51 25 ESHIPPO 81 59 Приоритет конзервације I III На основу укупног броја бодова еколошке специјализације ES и HIPPO фактора одређен је приоритет конзервације угрожених врста Plecoptera на националном нивоу. Код већине врста број бодова се креће од 65 до 75, што указује на умерен ризик од изумирања (II степен приоритета), изузев код врсте Protonemura meyeri, код које је Ана Петровић Докторска дисертација 72 забележен нешто мањи број бодова (59), па је и мала вероватноћа изумирања на националном нивоу (III степен приоритета очувања) (табела 17). Умерен ризик од изумирања на националном нивоу (II степен заштите) процењен је у случају 10 врста из групе Ephemeroptera, код којих се укупан број бодова по ESHIPPO моделу креће од 61 до 79 бодова (табела 18). Приоритет у конзервацији и висок ризик од изумирања на националном нивоу, када су декаподни ракови у питању, има врста Astacus astacus (81 бод), у односу на врсту Austropotamobius torrentium (59 бодова). 4.1.5. Финални извештаји примењене стратегије конзервације акватичних макробескичмењака на локалном нивоу Претпоследњи корак у примењеној стратегији су резултати финалних извештаја базе за угрожене врсте акватичних макробескичмењака. Посебно значајан резулатат у финалним извештајима је приказ мера конзервације, које се прописују на основу примењене IUCN категорије, али и на основу оцене степена локалног ризика од изумирања и приоритета конзервације, који је добијен помоћу ESHIPPO модела и представља најважнији податак за конзервацију акватичних макробескичмењака на локалном нивоу. Финални извештаји за ЛЗЈК врсте приказани су по категоријама угрожености (извештаји 1-15), а за остале врсте извештаји се налазе у прилогу 2 (извештаји 16-23). Финални извештаји из базе података BAES, такође су доступни и на web адреси базе (http://baes.pmf.kg.ac.rs). Ана Петровић Докторска дисертација 73 4.2. Крајње угрожене врсте (CR) ЛЗЈК макробескичмењака у воденим екосистемима Србије 4.2.1. Plecoptera Marthamea vitripennis (Burmeister, 1839) - извештај 1 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: CR B2b(ii,iv) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Божићка река- слив Власинске реке Појединачно (1, 1-10, <3%) 3,7 2004 Simić, V. 2004. Neobjavljeni podaci Копаоник, Лепосавска река Мала (2, 11-50, 3-10%) 0,5 1995 Simić, V. 1996. Dokt. dis. 171 Рача-река Појединачно (1, 1-10, <3%) 2,5 2004 Veljković, А. 2004. Neobjavljeni podaci Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 30.000 km2, стварни ареал - 7.500 km2, укупна заузета површина - 6,7 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: регистроване су три субпопулације на подручју Србије које су међусобно удаљене и изоловане и чије бројности процењене на основу ларви не прелазе 1 - 3 јединке/m2, при чему се запажа изразита флуктуација бројности на локалитетима где је врста забележена. Деловање негативних фактора: субпопулација забележена у Лепосавској реци, која је и најбројнија, може бити угрожена радом рудника олова и цинка «Трепча», пре свега отпадним рудничким водама из јаловишта. Врста је хладностенотермна и осетљива на органско загађење и прекомерну еутрофизацију. Предузете мере заштите: врста је заштићена Правилником о проглашењу и заштити строго заштићених дивљих врста биљака, животиња и гљива - Прилог II (Службени гласник Републике Србије, бр. 05/10). Субпопулација у реци Рачи је у оквиру Националног парка «Тара», а налазишта у Божићкој реци су у широј заштићеној зони предела изузетних одлика «Власинско језеро». Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису истраживане. Специфичне карактеристике таксона: хладностенотермна врста. Ана Петровић Докторска дисертација 74 4.2.2. Plecoptera Protonemura lateralis (Pictet, 1835) - извештај 2 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: CR B2ab(i,ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Јеленска река Бројна (4, 151-500, 21-40%) 1 1995 Simić, V. 1996. Dokt. dis.. 177 Река Власина Средња (3, 51-150, 11-20%) 2 1993 Simić, V. 1996. Dokt. dis.. 220 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 5.000 km2, стварни ареал - 5.000 km2, укупна заузета површина - 3 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: регистроване су две субпопулације у средњим и горњим токовима Власинске и Јеленске реке. Бројност популације током истраживања 1993/95. године била је велика (просечно око 100 ларви/m2 речног дна). Контролна истраживања спроведена током 2003/06. показала су да се бројност ларви у Власинској реци креће од 3 до максимално 14 јединки/m2, док станиште Јеленске реке из објективних разлога (подручје Косова и Метохије) није проверавано. Деловање негативних фактора: субпопулација забележена у Јеленској реци која је и најбројнија може бити угрожена радом рудника олова и цинка «Трепча», пре свега отпадним рудничким водама из јаловишта. Врста је хладностенотермна и осетљива на органско загађење и прекомерну еутрофизацију. Предузете мере заштите: нема посебно предузетих мера. Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису истраживане. Специфичне карактеристике таксона: хладностенотермна врста, насељава Средњу Европу, Француску, Апенинско полуострво и Корзику. Ана Петровић Докторска дисертација 75 4.2.3. Plecoptera Taeniopteryx hubaulti Aubert, 1946 - извештај 3 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: CR B2ab(iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Барска река - Копаоник Појединачно (1, 1-10, <3%) 1.5 2005 Simić, V.. 2005. Neobjavljeni podaci Барска река - Копаоник Мала (2, 11-50, 3-10%) 1.5 1994 Simić, V. 1996. Dokt. dis. 220 Лисински поток - Копаоник Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1961/63 Filipović, D. 1965. Dokt. dis. 27-28 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 5.000 km2, стварни ареал- 5.000 km2, укупна заузета површина - 3 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: до сада је регистрована само једна субпопулација и то у виду ларвених облика у горњем току Барске реке у подручју Националног парка Копаоник. Адултни облици нису нађени. Ранији налаз ове врсте такође на подручју НП «Копаоник» у горњем и средњем току Лисинког потока из 1963. године (Filipović, 1965) ни при детаљним истраживањима ове реке није потврђен. Субпопулација у горњем току Барске реке има тенденцију смањивања бројности и/или екстремног колебања. При истраживањима из 1994. бројност популације је износила просечно 34 ларве /m2 речног дна, а током 2005/06. у истом периоду забележене су просечно свега по 2 ларве / m2 речног дна. Деловање негативних фактора: станиште ове врсте у Лисинком потоку је претрпело значајне измене у протеклих 20 година и тоталну деградацију изливањем рудничких вода из подземих копова на Копаонику. Барска река као саставница Лисинске реке је у оквиру Строгог резервата природе НП «Копаоник», међутим фаворизује се као природно плодиште поточне пастрмке и врше се порибљавања овом врстом. Постоји опасност да повећана бројност поточне пастрмке може представљати предаторски притисак на ларвене и адултне форме ове врсте. Предузете мере заштите: Барска река, као саставница Лисинске реке је Строги резерват природе у оквиру НП « Копаоник». Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања треба предузети строжију заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Контрола бројности поточне пастрмке. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису истраживане. Специфичне карактеристике таксона: хладностенотермна врста. Ана Петровић Докторска дисертација 76 4.2.4. Ephemeroptera Epeorus yougoslavicus (Šámal, 1935) - извештај 4 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: CR B1b(iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Гобељска река (Копаоник) Појединачно (1, 1-10, <3%) 3,5 2005 Simić, V.. 2005. Neobjavljeni podaci Масуричка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 2 2003 Simić, V.. 2003. SPUR Масуричка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 2 2005 Simić, V.. 2005. Neobjavljeni podaci Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 5.000 km2, стварни ареал - 500 km2, укупна заузета површина – 5,5 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: ова врста је на основу ларвених облика тек недавно регистрована (2002. год.) у водама Србије (Petrović et al., 2005). Док је друго станиште, Гобељска река на Копаонику регистровано 2005. године. Према истраживањима ларвених облика, популације ове врсте су веома ретке. У Масуричкој реци је 2002. констатовано свега 1-2 ларве на око 500 m речног дна. При поновљеним детаљним истраживањима 2003. и 2004. год., није нађена ни једна ларва, а ни адултни облик ове врсте. Истраживањем 2005., поново је констановано просечно 1-2 ларве на 500 m тока, и у другом станишту на Копаонику бројност је била иста. Деловање негативних фактора: врста је изразито стеновалента у односу на температуру воде, кисеоник, брзину воде и друге абиотичке параметре карактеристичне за горње токове планиских река. Стога било какви фактори (сеча шума на обалама, ерозија, замућење воде, поремећај брзине воденог тока) који изазивају промену абиотичких параметара у станишту су потенцијално неповољни. Сеча шуме регистрована је у неким деловима горњег тока Гобељске реке на Копаонику. Предузете мере заштите: Гобељска река је резерват природе у оквиру НП «Копаоник». Неопходне мере заштите: мониторинг популације и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Станиште у горњем току Масуричке реке са широм околином треба прогласити заштићеним природним подручјем. Као ретка, у свим стаништима у свом ареалу распрострањења, врсту треба ставити на списак природних реткости Републике Србије. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису истраживане. Специфичне карактеристике таксона: хладностенотермна врста, свуда је ретка и малобројна. Ана Петровић Докторска дисертација 77 4.3. Угрожене врсте (EN) ЛЗЈК макробескичмењака у воденим екосистемима Србије 4.3.1. Plecoptera Dinocras megacephala (Klapalek, 1907) - извештај 5 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2ab(ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд- пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Драговиштица:од извора до Босилеграда Појединачно (1, 1-10, <3%) 20 2004 Simić, V.. 2004. Neobjavljeni podaci Призренска Бистрица Средња (3, 51-150, 11-20%) 0 1977 Dauti, Е. 1983. Zbornik radova PMF Priština 216 Рача-река Појединачно (1, 1-10, <3%) 24 2004 Simić, V.. 2005. Neobjavljeni podaci Самоковска река Појединачно (1, 1-10, <3%) 24 2004 Simić, V.. 2004. Neobjavljeni podaci Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 15.000 km2,стварни ареал - 10.000 km2, укупна заузета површина - 68 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: на свим досадашњим стаништима забележене само појединачне ларве ове врсте, изузев субпопулације из Призренске Бистрице која није проверавана. Деловање негативних фактора: није посебно уочено. Предузете мере заштите: субпопулације у Призренској Бистрици је у оквиру резервата природе, а субпопулација у Сакоковској реци у оквиру НП «Копаоник», а у реци Рачи у оквиру НП «Тара» Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане, значајна у ланцу исхране у брдско-планискиским рекама. Специфичне карактеристике таксона: нису истраживане. Ана Петровић Докторска дисертација 78 4.3.2. Plecoptera Protonemura meyeri (Pictet, 1841) - извештај 6 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2a Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): III Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Јабланица:од извора до ушћа у Колубару Не постоји податак 2005/06 Stefanović et al., 2009. Archives of Biological Sciences Јужна Морава: од Bујановца до Предејана Мала (2, 11-50, 3- 10%) 92 2003 Simić, V. 2003. SPUR Ресава:горњи ток код Стрмостена Мала (2, 11-50, 3-10%) 40 2003 Simić, V. 2003. SPUR Трешњица- река Не постоји податак 44 2003 Živić, I. 2004. Intern. Assoc. Danube Res. 393 Власина: од Власинског језера до ушћа реке Лужнице Мала (2, 11-50, 3- 10%) 64 1996 Paunović, М. 2001. Magistarska teza 110-1 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 17.000 km2, стварни ареал - 17.000 km2, укупна заузета површина - 240 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: с обзиром на значајну удаљеност станишта где је ова врста констатована субпопулације су међусобно изоловане, а вероватно постоји и изразита флуктуација њихове бројности. Провером станишта у Власинској реци и реци Ресави током 2006. године нису нађени ни ларвени ни адултни облици ове врсте Деловање негативних фактора: популације из горњег тока Јужне Мораве могу бити угрожене прекомерним изливањем отпадних вода из околних насеља и прекомерном еутрофизацијом. Предузете мере заштите: станишта на подручју Власине су у оквиру предела изузетних одлика «Власина» Станиште у реци Трешњици је у оквиру заштићеног подручја «Кањон Трешњице». Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Еx ситу третман ове врсте је могућ али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису познате и нису посебно истраживане Специфичне карактеристике таксона: нису истраживане Ана Петровић Докторска дисертација 79 4.3.3. Plecoptera Protonemura praecox (Morton, 1894) - извештај 7 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2ab(ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд- пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Голема река - Трговишки Тимок Мала (2, 11-50, 3-10%) 24 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98-106 Ломничка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 36 1993 Konta, S. 1997. Magistarska teza Река Неродимка Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1975 Dauti, Е. 1983. Zbornik radova PMF Priština 216 Река Неродимка Мала (2, 11-50, 3-10%) 0 1977 Dauti, Е. 1983. Zbornik radova PMF Priština 216 Трговишки Тимок:од села Кална до Књажевца Појединачно (1, 1-10, <3%) 68 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98-106 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 17.000 km2, стварни ареал - 7000 km2, укупна заузета површина - 128 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: на основу истраживања закључује се да постоји изразита флуктуација бројности популација у Трговишком Тимоку, Големој реци (Стара Планина) и Ломничкој реци. Популација у реци Неродимки која је знатно изолована у односу на остале нису провераване, али су у периоду истраживања биле малобројне (2 - 7 ларви/m2 речног дна). Деловање негативних фактора: популација у Големој реци може бити угрожена изградњом и употребом ски стазе у близини ове реке. Станиште Трговишког Тимока може бити угрожено канализационим водама из насеља Кална. Предузете мере заштите: станишта на подручју Старе планине Голема река у оквиру парка природе «Стара паланина», док остала станишта нису у оквиру заштићених подручја. Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Еx ситу третман ове врсте је могућ али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису истраживане. Ана Петровић Докторска дисертација 80 4.3.4. Plecoptera Nemoura cambrica Stephens, 1836 - извештај 8 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2a Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Манојловица река Средња (3, 51-150, 11-20%) 24 1993 Simić, V. 1996. Dokt. dis.. 230 Тврђанска река Мала (2, 11-50, 3-10%) 36 1995 Simić, V. 1996. Dokt. dis.. 173 Власинска река Средња (3, 51-150, 11-20%) 44 1993 Simić, V. 1996. Dokt. dis.. 216 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 15.000 km2, стварни ареал - 15.000 km2, укупна заузета површина - 104 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: популације на подручју Власине (Власинска река и Манојловица) вероватно имају изражену флуктуацију бројности. Током истраживања 1993. године бројност ларви ове врсте у поменутим рекама износила просечно 15 јед/m2 речног дана а током 2005/06. год., ларве ове врсте нису нађене као ни адултни облици на околној вегетацији. Популација забележена у Тврђанској реци није провераванa, али је током 1995. године густина ларви износила око 7 јед/m2 речног дна. Деловање негативних фактора: популација у Тврђанској реци може бити угрожена отпадним водама из јаловишта и копова рудника олова и цинка «Трепча». Предузете мере заштите: станишта Цветкове реке и реке Власине су у оквиру предела изузетних одлика «Власина». Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Еx ситу третман ове врсте је могућ, али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису истраживане. Ана Петровић Докторска дисертација 81 4.3.5. Plecoptera Taeniopteryx nebulosa (Linnaeus, 1758) - извештај 9 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2ab(i) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд- пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Ломничка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 36 1993 Konta, S. 1997. Magistarska teza Трговишки Тимок:од села Кална до Књажевца Мала (2, 11-50, 3-10%) 64 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98-106 Власина: од ушћа Лужнице до ушћа у Јужну Мораву Мала (2, 11-50, 3-10%) 40 1996 Paunović, М. 2001. Magistarska teza 110-123 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 15.000 km2, стварни ареал - 15.000 km2, укупна заузета површина - 140 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: забележене су 3 субпопулације на простору Србије које су међусобно изоловане и у којима је вероватно присутна изразита флуктуација бројности. Током истраживања 2005/06. год., на свим познатим станишта (Ломничка река, Власинска река и Трговишки Тимок) ларвени, а ни адултни облици ове врсте нису нађени. Деловање негативних фактора: субпопулацији у Трговишком Тимоки прети опасност од органског загађења реке из насеља Кална. Предузете мере заштите: субпопулација у реци Власини је у ширем подручју предела изузетних одлика «Власина». Друге две субпопулације нису у оквиру заштићених подручја. Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Еx ситу третман ове врсте је могућ али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису истраживане. Ана Петровић Докторска дисертација 82 4.3.6. Ephemeroptera Baetis melanonyx Pictet, 1843-1845 - извештај 10 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2b(ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): III Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Брзећка река (Копаоник) Мала (2, 11-50, 3-10%) 24 2005 Simić, V.. 2005. Neobjavljeni podaci Масуричка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 36 2005 Simić, V.. 2005. Neobjavljeni podaci Река Арнаута (Бољевац) Појединачно (1, 1-10, <3%) 12 2004 Simić, V.. 2005. Neobjavljeni podaci Самоковска река Мала (2, 11-50, 3-10%) 32 2005 Simić, V.. 2005. Neobjavljeni podaci Шар планина река Мурзица Мала (2, 11-50, 3-10%) 12 1995 Simić, V. 1996. Dokt. dis.. 162 Власинска река Мала (2, 11-50, 3-10%) 32 1992 Simić, V. 1996. Dokt. dis.. 218 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 30.000 km2, стварни ареал - 15.000 km2, укупна заузета површина - 148 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: на основу досадашњих истраживања не може се прецизније одредити, али је бројност ларви на забележеним стаништима износила максимално до 50 јед/m2 речног дна. Деловање негативних фактора: није посебно уочено. Предузете мере заштите: изузев субпопулације у Масуричкој реци, сва остала станишта где је ова врста констатована су у оквиру заштићених подручја. Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису ближе истраживане. Специфичне карактеристике таксона: изразити индикатор чисте воде, насељава углавном горњи ритрон и до 1700 m.н.в. Ана Петровић Докторска дисертација 83 4.3.7. Ephemeroptera Baetis pavidus Grandi, 1949 - извештај 11 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2ab(ii,iii,iv) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,* m2) Год. налажења Аутор Алдиначка река - Стара планина Појединачно (1, 1-10, <3%) 16 2006 Paunović, M. 2006. Neobjavljeni podaci Јабланица:од извора до ушћа у Колубару Не постоји податак 2005/06 Stefanović et al., 2009. Archives of Biological Scineces Јеласничка река (Нишава) Појединачно (1, 1-10, <3%) 24 2006 Paunović, M. 2006. Neobjavljeni podaci Стањанска река (слив Тимока) Мала (2, 11-50, 3- 10%) 10 1990/91 Simić, V.. 1993. Magistarska teza 98-106 Стара планина - Жупска река Мала (2, 11-50, 3- 10%) 10 2006 Paunović, M. 2006. Neobjavljeni podaci Власинска река Средња (3, 51-150, 11-20%) 32 1993 Simić, V. 1996. Dokt. dis. 223 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 20.000 km2, стварни ареал - 10000 km2, укупна заузета - 92 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: истраживања указују на веће флуктуације у бројности популација, што се констатује на основу бројности ларви забележених током 1990/91. на стаништима на подручју нижих делова Старе планине и нових података из 2004/06. Популација у Власинкој реци констатована током 1993. године није забележена током истраживања 2006/07. Деловање негативних фактора: нису ближе истраживана Предузете мере заштите: станишта на подручју Старе планине су у оквиру парка природе «Стара паланина». Популација у Стањанској реци је у оквиру споменика природе «Водопад бигреног потока» Популације у Јелашничкој реци су под заштитом у оквиру Специјалног резервата природе «Јелашничка клисура». Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Еx ситу третман ове врсте је могућ, али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису ближе истраживане. Ана Петровић Докторска дисертација 84 4.3.8. Decapodа Astacus astacus (Linnaeus, 1758) - извештај 12 Статус у међународној заштити (IUCN): VU IUCN категорија угрожености у Србији: EN A3bcde;B1 Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): I Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд- пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Извор Дубашнице (Кучај) Источна Србија Не постоји податак 1000* 1996/98 Marković, Z. 1998. Biološki fakultet Beograd Извор Поцибраве (Ваљево) Не постоји податак 1000* 1996/98 Marković, Z. 1998. Biološki fakultet Beograd Језеро Газиводе (Косовска Митровица) Појединачно (1, 1-10, <3%) 7,1 2004 Veljković, А. 2004. Neobjavljeni podaci Јужна Морава: од Bујановца до Предејана Појединачно (1, 1-10, <3%) 46 2004 Veljković, А. 2004. Neobjavljeni podaci Лепеница: од изворишта до Крагујевца Појединачно (1, 1-10, <3%) 0,3 2003 Simić, V. 2003. Neobjavljeni podaci Липовачка река (Лебане) Не постоји податак 0,5 1996 Maletin, S. 2001. Zaštita voda 247-248 Петровачка река - Крагујевац Појединачно (1, 1-10, <3%) 0,3 2003 Simić, V. 2003. Neobjavljeni podaci Пуста река Не постоји податак 28 1998/99 Živić, I. 2001. Zavod za zaštitu prirode Srbije 55 Свилајнац - микроакумулација Бусур Бројна (4, 151-500, 21- 40%) 0,3 2004 Simić, V..2004. Neobjavljeni podaci Сврљишки Тимок:од извора до Округлице Појединачно (1, 1-10, <3%) 16 1993 Simić, V. 1993. Magistarska teza Термални поток (Bања Врујци) Не постоји податак 2000/01 Živić, I. 2006. Biologia 61/2 Топлица Не постоји податак 23 2000/01 Živić, I. 2002. Arch. Biol. Sci. Belgrade 19-27 Топлица - притока Колубаре Не постоји податак 2000/01 Živić, I. 2006. Biologia 61/2 Ана Петровић Докторска дисертација 85 Врело реке Градац Не постоји податак 3000* 1996/98 Marković, Z. 1998. Biološki fakultet Beograd Западна Морава: од ушћа Расине до Сталаћа Мала (2, 11-50, 3-10%) 1,6 2003 Simić, V. 2003. Neobjavljeni podaci Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 55.000 km2, стварни ареал - 30.000 km2, укупна заузета површина – 123,1 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: дистрибуција и стање популација речног рака у водама Србије нису систематски проучаване још од шездесетих година 19 века, па ни ови подаци нису прецизни, већ се само наводи да је речни рак у водама Србије чест и бројан. Наша истраживања указују на драстично смањење учесталости и укупне бројности метапопулације речног рака у водама Србије. Некадашња метапопулација ове врсте поделељена је на неколико субпопулација које су међусобно више или мање изоловане. Када је у питању субпопулација која насељава слив Јужне Мораве односно, њен најужнији део, нема довољно података, али се на основу прикупљеног материјала сматра да је малобројна. У западној Србији нису констатоване бројне популације. Субпопулација у централној Србији је у већини случајева малобројна изузев у Бусурским микроакумулацијама (код Свилајнца) где се процењује да бројност зрелих јединки износи од 780 до максимално 1650. Без обзира на бројност, ова субпопулација је потпуно изолована од других (по бојности мањих) субпопулација у Србији Деловање негативних фактора: опасност од рачје куге. Изолованост највиталније субпопулације у Бусурским микроакумулацијама у односу на друге. Еутрофикација. Смањење количине воде и пресушивање река посебно изражено у јужним и југоисточним деловима Србије. Фрагментација станишта изражена у централним деловима Србије. Продирање врсте дунавског рака Аstacus leptodactylus из Дунава у водоток Мораве и уношење дунавског рака у хидроакумулације, при чему долази потискивања речног рака. Неконтролисан раколов. Предузете мере заштите: налази се на списку природних реткости Србије и као угрожена врста на списку Бернске конвенције, Апендиx III. Субпопулације у реци Градац су у оквиру заштићеног подручја. Еx ситу третман у лабораторији Акваријума ПМФ-а у Крагујевцу је успешно спроведен. Неопходне мере заштите: станишта Бусурских микроакумулација ставити под строгу заштиту. Наставити са еx ситу третманом и коплетним програмом конзервације врсте на подручју Србије (урадити акциони план хитне конзервације). Предузети мере заштите аутохтоног генофонда речног рака на подручју Србије. Стварне или потенцијалне вредности таксона: веома цењен у државана северне и западне Европе као гастрономски специјалитет. Евентуално контролисано узгајење на фармама донело би држави значајан профит. Специфичне карактеристике таксона: према проценама, субпопулације речног рака у Србији су угроженије у поређењу са важећим глобалним статусом угрожености ове врсте у Европи (VU – рањиве врсте). Ана Петровић Докторска дисертација 86 4.4. Рањиве врсте (VU) ЛЗЈК макробескичмењака у воденим екосистемима Србије 4.4.1. Plecoptera Perlodes microcephala (Pictet, 1833) - извештај 13 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: VU B2b(ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији Екосистем Бројност (индекс, инд- пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Божићка река- слив Власинске реке Мала (2, 11-50, 3-10%) 36 2003 Simić, V. 2003. SPUR Ђетиња- Биоска Мала (2, 11-50, 3-10%) 44 1994 Simić, V. 1996. Dokt. dis. 209 Ломничка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 36 1993 Konta, S. 1997. Magistarska teza Марића поток притока Увца Муртеница Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1970 Kаćanski, D. Призренска Бистрица Средња (3, 51-150, 11-20%) 0 1977 Dauti, E. 1983. Zbornik radova, Priština 216 Река Власина Мала (2, 11-50, 3-10%) 26 2003 Simić, V. 2003. SPUR Стањанска река - слив Тимока Појединачно (1, 1-10, <3%) 16 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98-106 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 35.000 km2, стварни ареал - 7.000 km2, укупна заузета површина - 158 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: нешто бројније субпопулације у виду ларвених облика забележене су у рекама на подручју Власинксог језера (до 12 јед/m2). Налази ове врсте у рекама Западне Србије током провере станишта нису потврђени. Деловање негативних фактора: врста је осетљива на загађење воде. Предузете мере заштите: субпопулације у Призренској Бистрици је у оквиру резервата природе, а субпопулација у Самоковској реци «Копаоник», а у реци Рачи у оквиру НП «Тара» Ана Петровић Докторска дисертација 87 Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (захтева посебне услове). Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису ближе истраживане. Специфичне карактеристике таксона: ретка врста у већем делу свог ареала. 4.4.2. Plecoptera Amphinemura sulcicollis (Stephens, 1836) - извештај 14 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: VU B2b(i,iii,iv) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд- пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Алдиначка река - Стара планина Појединачно (1, 1-10, <3%) 40 2006 Paunović, M. 2006. Neobjavljeni podaci Бистрица низводно од Нове Вароши Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1970 Kаćanski, D. Голема река - Трговишки Тимок Мала (2, 11-50, 3-10%) 28 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98-106 Голема река - Трговишки Тимок Појединачно (1, 1-10, <3%) 28 2006 Paunović, M. 2006. Neobjavljeni podaci Грза Мала (2, 11-50, 3-10%) 36 2003 Simić, V. 2003. SPUR Јабланица:од извора до ушца у Колубару Не постоји податак 2005 - 2006 Stefanović et al., 2009. Archives of Biological Sciences Јабланица:од извора до ушца у Колубару Не постоји податак 2005 - 2006 Stefanović et al., 2009. Archives of Biological Sciences Ломничка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 36 1993 Konta, S. 1997. Magistarska teza Лужница: од изворишта до ушћа у Власину Мала (2, 11-50, 3-10%) 68 2003 Simić, V. 2003. SPUR Призренска Бистрица Мала (2, 11-50, 3-10%) 0 1977 Dauti, E. 1983. Zbornik radova, Priština, 216 Река Власина Средња (3, 51-150, 11-20%) 64 1993 Simić, V. 1996. Dokt. dis..220 Ана Петровић Докторска дисертација 88 Власина: од Власинског Језера до ушћа реке Лужнице Мала (2, 11-50, 3-10%) 64 1996 Paunović, M. 2001. Magistarska teza 110-123 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 35.000 km2, стварни ареал - 20.000 km2, укупна заузета површина - 364 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: на свим стаништима изузев оних на простору Косова и Метохије која нису проверавана, забележене су малобројне популације (до 3 ларве/m2 речног дна). У Власинској реци и Големој реци забележен је пад бројности ларви ове врсте за 50% у периоду од протеклих 10 до 12 година. Деловање негативних фактора: популацији у реци Грзи прети опасност од загађења услед прекомерне и непланске градње викенд насеља и услед тзв. масовног туризма. Предузете мере заштите: станишта на подручју Старе планине су у оквиру парка природе «Стара паланина» Популације у Призренској Бистрици су у оквиру заштићеног подручја. Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Еx ситу третман ове врсте је могућ, али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису ближе истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису ближе истраживане. Ана Петровић Докторска дисертација 89 4.4.3. Ephemeroptera Baetis vardarensis Ikonomov, 1962 - извештај 15 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: VU B1a,2b(ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Јабланица:од извора до ушћа у Колубару Не постоји податак 2005 - 2006 Stefanović et al., 2009. Archives of Biological Sciences Јабланица:од извора до ушћа у Колубару Не постоји податак 2005 - 2006 Stefanović et al., 2009. Archives of Biological Sciences Јабланица:од извора до ушћа у Колубару Не постоји податак 2005 - 2006 Stefanović et al., 2009. Archives of Biological Sciences Јелашничка река ( Нишава) Појединачно (1, 1-10, <3%) 24 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Пчиња:од села Трговишта до границе Македоније Појединачно (1, 1-10, <3%) 36 1998/99 Simić, V. 2003. Archives of Biological Sciences 55 Рашка код Сопоћана Појединачно (1, 1-10, <3%) 16 2006 Simić, V. 2006. Neobjavljeni podaci Топлодолска река: од изворишта до ушћа у Темштицу Мала (2, 11-50, 3-10%) 72 2006 Simić, V. 2006. Neobjavljeni podaci Височица изнад акумулације Завој Мала (2, 11-50, 3-10%) 12 2006 Simić, V. 2006. Neobjavljeni podaci Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 5.000 km2, стварни ареал - 5.000 km2, укупна заузета површина - 160 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: популације ове врсте у виду ларвених облика забележене су у југоисточним деловима Србије. На свим стаништима су забележени појединачни примерци изузев на подручју Топлодолске реке и Височице на Старој планини. Деловање негативних фактора: нису ближе истраживани. Предузете мере заштите: станишта на подручју Старе планине су у оквиру парка природе «Стара паланина», популације у Јелашничкој реци су под заштитом у оквиру Специјалног резервата природе «Јелашничка клисура», док популације у оквиру реке Пчиње су у оквиру предела изузетних одлика «Долина Пчиње» Ана Петровић Докторска дисертација 90 Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Популације у горњем току реке Рашке треба проверити и по могућству заштитити. Еx ситу третман ове врсте је могућ, али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису ближе истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису ближе истраживане. 4.5. Центри диверзитета акватичних макробескичмењака на подручју Србије Центри специјског диверзитета акватичних макробескичмењака Србије издвојени су на основу укупног броја забележених врста подручја, а током целог периода обухваћеног истраживањем. У табели 20 су на основу односа између укупног броја врста и броја заједничких врста појединачних група акватичних макробескичмењака, приказани њихови центри специјског диверзитета на подручју Србије. Ана Петровић Докторска дисертација 91 Табела 20. Центри специјског диверзитета акватичних макробескичмењака на подручју Србије а број заједничких врста у поређењу са Јужном Моравом, б број заједничких врста у поређењу са Западном Моравом Групе макробескичмењака / сливови Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д ри н а К ол уб ар а M л ав а и П ек Т и м ок Б ел и Д ри м Е ге јс к и сл и в Porifera 1 1 - - 1 - - - - - - - Turbellaria 1 4 3 4 5 5 4 - - 7 - 2 Nematomorpha - 1 - - 1 - - - - - - - Gastropoda 43 24 8 12 12 14 3 5 1 10 - 1 Bivalvia 19 26 7 6 11 4 0 2 3 3 - - Oligochaeta 62 29 21 22 27 26 1 18 1 20 - 5 Polychaeta 2 1 1 - - - - - - - - - Hirudinea 15 5 6 7 4 7 - 2 - 5 - 1 Araneae - 1 - - - - - - - - - - Isopoda 3 1 1 1 1 2 0 1 0 1 - - Mysidae 2 - - - - - - - - - - - Amphipoda 15 6 3 5 3 3 0 2 1 3 - 1 Decapoda 1 0 1 3 3 3 1 1 - 2 - - Collembola - 2 - - 2 - 1 - - - - - Ephemeroptera 23 10 2 23 69 49 21 33 9 40 - 28 Odonata 43 29 6 5 23 12 0 1 11 3 - 1 Plecoptera 13 0 0 19 75 52 31 11 3 38 15 46 Trichoptera 27 18 4 38 72 129 32 13 14 53 0 27 Diptera 58 62 2 54 222 82 5 5 28 20 3 8 Heteroptera 3 1 0 2 18 4 0 0 0 2 0 0 Coleoptera 12 а 9б 4а 2б 1а -б 9а 18б 41а 17б 17а 41б 5а 5б 4а 4б 1а 1б 10а 9б - 8а 8б Neuroptera 1 - - - 2 - - - - - - - Megaloptera - 1 - 1 2 2 - - - 1 - - Ана Петровић Докторска дисертација 92 На основу приказаних заједничких врста акватичних макробескичмењака по речним сливовима јасно се издвајају центри диверзитета за поједине групе макробескичмењака и то: 1. сливно подручје које чине реке Дунав и Сава, при чему река Дунав са својим притокама представља центар диверзитета следећих група макробескичмењака: Oligochaeta (62), Gastropoda (43), Odonata (43), Hirudinea и Amphipoda (15), док је река Сава центар диверзитета групе Bivalvia (26), 2. сливно подручје које чине Западна и Јужна Морава. Јужна Морава је центар диверзитета следећих група: Diptera (222), Plecoptera (75), Ephemeroptera (69), док је Западна Морава центар диверзитета када су у питању врсте из групе Trichoptera (129). Квалитативно-квантитативном анализом просторне диструбуције таксона, уз коришћење метода сличности и различитости, издвојена су подручја, односно водени екосистеми Србије, која су, према укупном броју врста, броју угрожених врста, као и присуству ендемних и/или осетљивих врста, посебно значајна за очување укупог диверзитета. Ова подручја, односно екосистеми, означена су као посебно значајна, односно “hotspot” подручја. На основу квалитативног састава макробескичмењака у табели 21 приказан је коефицијент квалитативне сличности између речних сливова на подручју Србије. Ана Петровић Докторска дисертација 93 Табела 21. Сличност и различитост фауне акватичних макробескичмењака између речних сливова Србије на основу квалитативног састава акватичних макробескичмењака Највећи проценат квалитативне сличности је забележен између сливова Дунав и Велика Морава (62.60%, чак 221 заједничка врста, од тога 58 заједничких из групe Diptera), затим између Јужне и Западне Мораве (55.80%, 351 заједничка врста, 82 из групе Diptera, а 72 заједничке врсте из групе Trichopterа) (табела 21). Најмања просечна квалитативна сличност фауне акватичних макробескичмењака на истраживаном подручју забележена је између слива Дунава и река које припадају сливу Јадранског (0.08%) и сливу Егејског мора (0.21%). Овај резултат је очекиван с обзиром на просторну издвојеност сливова, као и на чињеницу да се општи природни услови подручја знатно разликују. Дунав је велика равничарска река и одликује се посебном фауном, док реке сливова Јадранског и Егејског мора у Србији протичу кроз брдско планинску област, која се одликује разуђеним рељефом и специфичним климатом. Јадрански слив је из објективних разлога најмање проучаван, па зато поседујемо и најмањи број података. За разлику од Јадранског, реке које припадају Егејском сливу (Пчиња, Драговиштица, Лепенац) су више проучаване и постоји довољно података да се, на основу спроведене анализе, овај слив сматра “hotspot” подручјем акватичних макробескичмењака за подручје Србије. сливови Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д ри н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и Д ри м Ја др ан ск и сл и в Е ге јс к и сл и в Дунав 48.20% 26.30% 62.60% 32.90% 8.70% 2.40% 16.60% 44.10% 1.13% 23.60% 0.00% Сава 48.20% 28.90% 34.70% 37.50% 30.80% 11.80% 21.50% 21.70% 49.20% 0.65% 13.40% Тиса 26.30% 28.90% 23.30% 11.40% 13.90% 4.40% 21.20% 9.03% 16.30% 0.00% 8.38% В. Морава 62.60% 34.70% 23.30% 39.30% 42.80% 26.20% 23.50% 23.60% 37.70% 5.03% 24.50% Ј. Морава 32.90% 37.50% 11.40% 39.30% 55.80% 24.30% 25.70% 19.10% 43.60% 5.30% 31.20% З. Морава 8.70% 30.80% 13.90% 42.80% 55.80% 29.20% 27.10% 16.90% 47.10% 5.40% 35.50% Дрина 2.40% 11.80% 4.40% 26.20% 24.30% 29.20% 26.20% 19.00% 41.90% 11.60% 16.90% Колубара 16.60% 21.50% 21.20% 23.50% 25.70% 27.10% 26.20% 13.10% 39.40% 6.02% 30.70% Млава и Пек 44.10% 21.70% 9.03% 23.60% 19.10% 16.90% 19.00% 13.10% 16.70% 5.12% 15.50% Тимок 1.13% 49.20% 16.30% 37.70% 43.60% 47.10% 41.90% 39.40% 16.70% 6.89% 40.10% Бели дрим 23.50% 0.65% 0.00% 5.03% 5.30% 5.40% 11.60% 6.02% 5.12% 6.89% 0.00% 17.50% Егејски слив 0.00% 13.40% 8.38% 24.50% 31.20% 35.50% 16.90% 30.70% 15.50% 40.10% 17.50% Средња вредност 0.24 0.27 0.15 0.31 0.30 0.28 0.19 0.23 0.19 0.31 0.08 0.21 Средња вредност за Црноморски слив - 0.25 Ана Петровић Докторска дисертација 94 Подручје Егејског слива је карактеристично по присуству следећих врста: Baetis kozufensis, B. vardarensis, B. meridionalis, B. melanonyx, Ephemerella ikonomovi, Rhyacopila montana, Rh. balcanica, Oligoneuriella poecile, Leuctra inermis, L. hipopus, L. nigra, Perla palida, Crenobia alpina montenigrina. Ана Петровић Докторска дисертација 95 5. Дискусија Ана Петровић Докторска дисертација 96 5.1. Биодиверзитет акватичних екосистема Србије у односу на Европу Један од веома битних елемената тренутног стања диверзитета акватичних макробескичмењака Србије у односу на друга подручја Европе је недовољна истраженост и несистематичност података у овој области. Однос броја таксона макробескичмењака у водама Србије према другим деловима Европе приказан је у табели 22. Табела 22. Број таксона акватичних макробескичмењака на подручју Србије у односу на друга подручја Европе Групе/ диверзитет http://baes.pmf.kg.ac.rs/ www.freshwaterecology.org Б ро ј ф ам и л и ја Б ро ј ро до ва У к уп ан б р. та к со н а С и гу рн е вр ст е С п . та к со н и Н ес и гу рн и та к со н и Б ро ј ф ам и л и ја Б ро ј ро до ва У к уп ан б р. та к со н а С и гу рн е вр ст е С п . та к со н и Н ес и гу рн и та к со н и Porifera 1 2 2 2 0 0 1 5 9 9 0 Turbellaria 3 4 10 9 1 0 13 29 60 60 0 Nematomorpha 1 1 1 1 0 0 1 1 1 1 0 Gastropoda 10 20 51 43 8 0 20 65 230 230 0 Bivalvia 4 8 44 18 5 21 9 18 66 66 0 Oligochaeta 8 42 116 90 26 0 12 78 234 234 0 Polychaeta 2 2 2 2 0 0 7 11 13 13 0 Hirudinea 5 14 27 22 5 0 8 24 66 66 0 Araneae 1 1 1 1 0 0 1 1 1 1 0 Crustacea 8 12 27 22 4 0 38 70 236 236 0 Collembola 1 1 2 1 1 0 Ephemeroptera 12 31 100 86 14 0 18 50 344 344 0 Odonata 9 27 64 60 4 0 10 43 158 157 0 1 Plecoptera 7 17 103 91 12 0 7 38 514 514 0 Trichoptera 20 73 244 208 36 0 23 135 1212 1212 0 Diptera Chironomidae 1 74 200 182 18 0 1 189 1250 1250 0 Diptera - ostale 18 60 126 74 52 0 29 334 2342 2342 0 Diptera - ukupno 19 134 326 254 72 0 28 496 3592 3592 0 Heteroptera 9 12 30 22 8 0 13 30 124 124 0 Coleoptera 13 42 85 58 27 0 21 127 2228 2228 0 Neuroptera 1 2 2 2 0 0 3 3 12 12 0 Megaloptera 1 2 2 2 0 0 1 6 6 6 0 Ана Петровић Докторска дисертација 97 На основу приказане табеле 22 види се да је број таксона по групама макробескичмењака у односу на територије које су обухваћене пројектом АQЕМ (www.freshwaterecology.org) углавном за 1/3 или 1/2 мањи у односу на број таксона у истим тим групама у 14 земаља АQЕМ-а (Шведска, Немачка, Холандија, Чешка, Аустрија, Италија, Португал, Грчка, Француска, Пољска, Литванија, Велика Британија, Словачка, Хрватска). Знатно мањи број таксона забележен је у воденим екосистемима Србије у односу на државе учеснице АQЕМ-а, посебно у групама Diptera (Diptera - Chironomidae и Diptera - остале) и Coleoptera. Према подацима из АQЕМ-а у Пољској је забележено 1.572 таксона Diptera, укључујући фамилију Chironomidae, у Чешкој Републици 1.362, у Аустрији 1.261 таксона, што је знатно већи број него у водама Србије. Нешто мањи број је забележен у водама Хрватске 370, затим у Италији 150 таксона, док у Грчкој само 102 таксона. Када је реч о акватичним екoсистемима Србије до сада је констатовано 326 таксона из групе Dipterа. Када је у питању група инсеката Coleoptera, према АQЕМ подацима забележено је 2.228 таксона, од тога највећи број чак, 1.158 таксона, у воденим екосистемима Француске, 964 таксона у водама Немачке, затим у Аустрији 716 таксона, у Словачкој 698, у Италији 684, у Хрватској 677, у Чешкој Републици 574. Остале земље бележе мањи број таксона. У Србији је до сада забележено 85 таксона, што је знатно мање у односу на број таксона у наведеним земљама. Садашњи степен познавања разноврсности фауне акватичних макробескичмењака у водама Србије резултат је, пре свега, недовољне истражености вода овог подручја, а не реалног диверзитета ове групе хидробионата. Овакав став се износи на основу хронолошког праћења истраживања ове групе акватичних организама (формирана база података), на основу којег се види значајно повећање броја новоидентификованих врста за фауну Србије после 1980. године. Ова чињеница пре свега говори о озбиљнијим и систематичнијим истраживањима у садашњем периоду у односу на ранији период (пре 1980.), када су ова истраживања из објективних разлога била малобројна и обухватала мали број група акватичних макробескичмењака. Разноврсност акватичних станишта, велики број различитих врста акватичних макробескичмењака, као и релативно мали број стручњака који се тренутно баве овом групом организама, допринели су да су ови хидробионти релативно слабо испитани, у поређењу са нивоом истражености у већини суседних земаља. Ана Петровић Докторска дисертација 98 Углавном је истраживање акватичних макробескичмењака вршено у оквиру комплексних хидрибиолошких истраживања, док је мања пажња посвећена таксономској обради поједниначних група. Зато свако истраживање акватичних макробескичмењака представља велики значај у употпуњавању знања о присутности врста у воденим екосистемима Србије, као и о њиховој екологији. На основу досадашњих истраживања у највећем броју водених екосистема Србије, према развоврсности, најзначајнији су водени инсекти из групе Diptera, Trichoptera, Plecoptera, Ephemeroptera и Odonata. Ако сагледамо дистрибуцију макробескичмењака по речним сливовима јасно се уочавају два велика сливна подручја. Са једне стране је сливно подручје које чине реке Дунав и Сава, а са друге стране је сливно подручје које чине Западна и Јужна Морава. Приступом који је примењен у овом раду, у коме се анализира разноврсност по сливним подручјима, могуће је одредити центре биодиверзитета различитих група акватичних макробескичмењака за подручје Србије. Може се рећи да су брдско- планинска подручја Србије, на којима се највећим делом налазе сливови Јужне и Западне Мораве, центри диверзитета групе Insecta и то, пре свега, групе Diptera, Trichoptera, Plecoptera и Ephemeroptera. Према ранијим истраживањима брдско-планинских текућица Србије инсекти су управо најзначајнија компонента заједнице, како према броју врста, тако и у односу на заступљеност у укупној заједници (Marinković-Gospodnetić 1975, 1980; Filipović 1979; Kaćanski, 1976; Simić 1993, 1995; Simić & Simić, 1999; Marković 1995, Marković et al., 1997; Konta, 1997; Paunović et al., 1997; Paunović, 2007; Živić et al., 2001, 2002c, 2003, 2006; Živić, 2005). Са друге стране, Сава и Дунав, као равничарске реке са специфичним екосистемима, представљају центре диверзитета осталих група акватичних макробескичмењака, пре свега: Gastropoda, Bivalvia, Oligochaeta, Hirudinea, Amphipoda и Odonata. Слична структура заједница, са доминацијом наведених група организама, забележена је и у истраживањима (Csanyi, 2002; Paunović, 2004; Paunović. et al., 2007, 2008). Оваква расподела центара биодиверзитета је разумљива, с обзиром на хидрографску и еколошку разлику између равничарских водених екосистема на северу (потамонски и стајаћи водени екосистеми) и брдско-планинских водених екосистема у Ана Петровић Докторска дисертација 99 деловима Србије јужно од Саве и Дунава (претежно ритронске, брзе и хладне брдско- планинске текућице). На основу квалитативног састава акватичних макробескичмењака израчунат је коефицијент сличности између речних сливова Србије. Велики коефицијент сличности је забележен између Дунава и Велике Мораве (62.60%), што је и очекивано јер припадају екорегиону 11 по Ilies-у (Ilies, 1978). Екорегион 11 на подручју Србије ограничен је на северне, низијске области земље и обухвата непосредни слив Дунава, слив Тисе, затим слив Саве, део слива Колубаре, Велике Мораве и Дрине. Према истраживањима од стране аутора (Paunović, 2007; Paunović et al., 2012a) област коју обухвата екорегион 11 је хомогенија у погледу општих природних услова од брдско- планинског подручја, па самим тим се и квалитативни састав фауне низијског дела битно разликује од фауне која се бележи у брдско-планинском подручју. Велика сличност је забележена и између сливова Јужне и Западне Мораве (55.80%), који припадају екорегиону 5. Ова област на подручју Србије обухвата део слива Велике Мораве (горњи ток), сливове Западне и Јужне Мораве, део слива Колубаре и Дрине. С обзиром да је подручје веома хетерогено у погледу општих природних услова и у ранијим истраживањима од стране бројних аутора забележена је веома разноврсна фауна макробескичмењака (Filipović, 1979; Marinković-Gospodnetić, 1980; Radović et al., 1995; Simić, 1993, 1995; Paunović, 2007). Анализирајући податке о броју врста, њиховој дистрибуцији и степену угрожености, а из разлога прегледније слике о диверзитету акватичних макробескичмењака у водама Србије даља дискусија односи се за сваку истраживану групу акватичних макробескичмењака посебно. Ана Петровић Докторска дисертација 100 5.2. Карактеристике диверзитета група акватичних макробескичмењака на подручју Србије у односу на њихов глобални диверзитет 5.2.1. Porifera Глобални диверзитет групе Porifera (сунђери) је представљен са 219 слатководних врста, које спадају у 45 родова и 6 фамилија (Manconi & Pronzato, 2008). На подручју Србије из ове групе забележене су само 2 врсте и то: Ephydatia fluviatilis (Linnaeus, 1758) и Spongilla lacustris (Linnaeus, 1758). Систематски до сада никада нису проучаване, па литературни подаци и не постоје. У земљама АQЕМ-а укупно је забележено 9 врста. Највећи број врста (8 од укупно 9) забележен је у водама Немачке. Према подацима из базе www.freshwaterecology.info по две врсте (Ephydatia fluviatilis и Spongilla lacustris) забележене су у водама Грчке и Аустрије, док у државама као што су: Италија, Белгија, Холандија, Бугарска, Румунија, Шведска и Украјина нису забележени представници Porifera. На основу истраживања (Dröscher & Waringer, 2004) у водама Аустрије је забележено 6 врста сунђера, а такође према подацима Gaino et al. (2003) врста Ephydatia fluviatilis забележена је и у Италији (језеро Piediluco). Ова чињеница говори о пропустима наведене базе, што је и разумљиво, с обзиром на хетерогеност података и различита интересовања истраживача. Слатководне сунђере су људи користили од давнина, још у 19. веку у Русији су се користили за прављење комзметичких производа. Тренутно биоактивни производи добијени из сунђера сматрају се једним од најперспективнијих извора природних једињења за фармаколошке и биомедицинске производе. Познато је да су Ephydatia fluviatilis и Spongilla lacustris хомеопатски лекови који су се од давнина користили у лечењу многих болести (Manconi & Pronzato, 2002). Тренутно се не налазе на званичним Црвеним листама угрожених таксона, а и због недостатка детаљнијих студија ове групе не може се за сада говорити ни о њиховој угрожености у водама Србије. Ана Петровић Докторска дисертација 101 5.2.2. Turbellaria Према бази података за турбеларије (http://turbellaria.umaine.edu/), глобални диверзитет је представљен са око 6.500 описаних врста, од којих 1/5 спада у слатководне организме (Schockaert et al., 2008). На подручју Европе забележено је 60 врста, које су сврстане у 13 фамилија. Највећи број врста забележен је у воденим екосистемима Чешке Републике, Француске и Грчке (www.freshwaterecology.info). На основу података из BAES базе, у водама Србије идентификовано је 9 врста у оквиру три фамилије (Simić et al., 2006) (табела 9). Прву опширну студију ове групе код нас даје Станковић (Stanković, 1924). Посебан значај рада овог аутора је идентификација, опис и распрострањење ендема Балканског полуострва, врсте Crenobia alpina montenegrina (Mrazek, 1904), као и распрострањење и еколошке карактеристике врсте Polycelis felina (=cornuta) (Johnston, 1822). Остале врсте из групе Turbellaria зебележене су много касније, и то, углавном у последњих 10 година и током ових истраживања (у протекле три године) и до сада ти подаци нису публиковани. Са аспекта заштите и угрожености пажњу заслужују готово све врсте Turbellaria које су до сада забележене у нашим водама, с обзиром да се углавном ради о стеновалентним врстама и стаништима која су на удару различитих антропогених фактора. За већину врста не постоји довољно података да би се одредио статус угрожености, а неке су констатоване по први пут током ових истраживања (на пример Polycelis nigra Müller, 1774 и Polycelis tenиis Ijima, 1884). Врста Polycelиs felina (=cornuta) на основу података из базе (www.freshwaterecology.info) широко је распрострањена у Европи, међутим у водама Србије је другачија ситуација. Врста је код нас први пут забележена од стране Станковића (Stanković, 1924) у изворима Старе планине (Гостушка река и Градушица), а касније у Големој реци (Стара планина) (Simić, 1993). Последњи налази ове врсте констатовани су од стране аутора 2001. године (Živić еt al., 2001b) на станишту Кудошког потока (лева притока Саве), као и од стране Симића (Simić et al., 2006) у Јелашничкој реци, горњи ток (притока Нишаве). Током ових истраживања детаљно су проверена сва станишта на Старој планини и врста није пронађена. Као главни могући узрок угрожавања ове врсте може се навести каптирање извора на подручју Старе планине и знатно смањење водног потенцијала потока и река, што доводи до промене температуре и повећава њихову трофичност, а чиме се ремети структура читаве заједнице. Ана Петровић Докторска дисертација 102 Врсте из рода Polycelis, иако су констатоване на малом броју локалитета, са малобројним популацијама, због недостатка прецизних података нису за сада сврстане у неку од категорија угрожености по IUCN-у. У Србији највећи број података из групе Turbellaria постоји за врсту Crenobia alpina montenegrina (Mrazek, 1904). Врста Crenobia alpina montenegrina први пут у Србији описана је у радовима Станковића (Stanković, 1924), и то у изворима на Старој планини. Откривена је 1903. године и ограничена је искључиво на Балканско полуострво, на коме је забележена на следећим локалитетима: северна Црна Гора (Mrazek, 1904), Бугарска (Šiskov, 1905), северна Албанија, Далмација, Македонија (Komarek, 1919), Румунија (Arndt, 1920). Врста је на основу истраживања, а без укључивања у принцип стратегије који је примењен у овом раду, у воденим екосистемима Србије сврстана у рањиве таксоне (VU), пре свега због смањења њеног ареала, а који се јавља услед уништавања станишта ове врсте (прилог 2, извештај 21, BAES, Simić et al., 2006). Највећи проблем је каптирање изворишта и узимање воде из горњих делова ритрона потока и река, при чему долази до физичког уништавања станишта. На овај начин долази и до смањења количине воде чиме се ремети и температурни и светлосни режим станишта. Ове промене су значајне, јер се ради о врсти која је хладностенотермна. Осим овога, као посебно важна чињеница за врсту Crenobia alpina montenegrina је њена ендемичност за подручје Балкана (Stanković, 1924). 5.2.3. Nematomorpha Глобални диверзитет представљен је са приоближно 326 врста (Poinar, 2008), док се у Европи на основу података из базе (www.freshwaterecology.info) бележи само једна врста Gordius aquaticus (Linnaeus, 1758) и то у водама Аустрије, Чешке, Немачке, Француске, Италије и Пољске. Иста је ситуација и за водене екосистеме Србије, где је констатована само наведена врста (Simić et al., 2006). Према најновијим истраживањима од стране аутора (Schmidt-Rhaesa, 2010) недавно је описана нова врста из рода Gordius, Gordius balcanicus Schmidt-Rhaesa, 2010. Конзервација и било која заштита за врсте из групе Nematomorpha ни на глобалном нивоу није још увек покренута, тако да тек предстоји детаљније истраживање ове групе (Poinar, 2008). Ана Петровић Докторска дисертација 103 5.2.4. Mollusca Мекушци су значајна група слатководних екосистема. Mollusca обухватају две класе: Gastropoda (пужеви) и Bivalvia (шкољке). 5.2.5. Gastropoda Светски диверзитет слатководних пужева представљен је са приближно 4.000 описаних врста (Strong et al., 2008). Према подацима из базе (www.freshwaterecology.info) забележено је чак 230 врста из 20 фамилија. У водама Србије до сада је забележен 51 таксон слатководних пужева, од тога је 8 таксона идентификовано до нивоа рода (Simić et al., 2006) (табела 9, прилог 1). У поређењу са земљама АQЕМ-а, ова бројност представља 1/3 у односу на остали део Европе. Значајније студије слатководних пужева код нас даје Hesse (1929), а касније Frank (1990), Arambašić (1994), Karaman B. (2001a,b, 2012), Karaman B & Živić (2001), и Karaman & Karaman (2007) док остали аутори ову групу проучавају у оквиру еколошких студија водених екосистема Србије (Simić, 1993, 1995, 2003; Paunović et al., 2005c, 2007, 2010; Živić et al., 2002e) Досадашња истраживања не дају довољно података да би се нека од констатованих врста слатководних пужева са сигурношћу могла сврстати у категорију крајње угрожених таксона (CR). Постоји вероватноћа да се врсте Valvata pulchela Studer, 1820, Planorbis carinatus O.F. Müller, 1774 и Gyraulus levis (Alder, 1836) могу, уз додатне провере стања популација и станишта, уврстити у ову категорију. За сада, због недовољно података, нису сврстане у неку од категорија угрожености. У Црвеној књизи Пољске наводи се Borysthenia naticina (Manke, 1845) као крајње угрожена врста (Glowacinski et al., 2002), док у Црвеној књизи Чешке врста Theodoxus danubialis (C. Pfeiffer, 1828) је означена као крајње угрожена, а врста Theodoxus fluviatilis (Linnaeus, 1758) се води као регионално ишчезла. На глобалном нивоу врста T. fluviatilis сврстана је у категорију LC (IUCN, 2013). Главне претње за ову врсту су загађење њених станишта, еутрофизација, промена водотокова, што доводи до пада бројности популација. На основу истраживања од стране Mouthon (1996) доказано је да врста T. fluviatilis релативно неосетљива на биоразградива загађења. У воденим екосистемима Србије врсте T. Ана Петровић Докторска дисертација 104 danubialis и T. fluviatilis су веома распрострањене, забележене су на већем броју локалитета. Према подацима из базе IUCN, мање од 20% субпопулација врсте Theodoxus transversalis (C. Pfeiffer, 1828) су у добром стању. На основу дистрибуције и зоогеографске класификације врста Theodoxus transversalis је централно-јужно европска врста (Angelov, 2000) и њена распрострањеност у Европи обухвата Дунав и његове притоке на територији Немачке, Аустрије, Хрватске, Румуније, Молдавије, Украјине, Бугарске, а такође и на територији Мађарске и Словачке (где се сматра да су популације близу истребљења) (Zhadin, 1952; Lisický, 1991; Glöer 2002, Solymos & Feher, 2011). У воденим екосистемима Србије врста Theodoxus transversalis је констатована у Јужној и Великој Морави и Нишави, а према критеријумима по IUCN-у сврстана је у категорију угрожених таксона (EN). Истој категорији припада и на глобалном нивоу (IUCN, 2013) (прилог 2, извештај 16). Главни узрок угрожености ове врсте наводи се природно и индустријско загађење, промене у речном хидролошком систему, као и конкуренција и ширење врсте Theodoxus fluviatilis (Solymos & Feher, 2011). Резултати студије Pavlova et al. (2013), током истраживања Дунава у оквиру пројекта NATURA 2000, дају разлог да се очекује проналажење више нових локалитета ове врсте, с обзиром да је забележена током овог пројекта на локалитетима у реци Дунав у Мађарској, Румунији и Бугараској. Врста се налази на списку Европске директиве о стаништима (European Union Habitat and Species Directive EUHSD) (Anex II и IV). У нашим водама се врстe Valvata cristata O.F. Müller, 1774 и Viviparus acerosus (Bourguignat, 1862) могу уврстити у категорију скоро угрожених таксона (NT) на основу до сада прикупљених података. Врсту Valvata cristata је први у нашем делу Дунава констатовао Hesse (1923), затим Paunović (2004) у Сави и у Дунаву од 1077 до 1044 km поново наводи налаз ове врсте. Врста Viviparus acerosus је забележена у реци Дунав од стране аутора (Arambašić, 1986; Karaman B, 2001а,b; Paunović et al., 2010) и у Сави (Paunović et al., 2007). Провере тих станишта у садашњим истраживањима указују да су популације врсте V. acerosus са релативно малим бројем јединки, али с обзиром да су први налази веома стари и да не постоје прецизни подаци о бројности, категорија NT je узета као одговарајућа. Потребно је предузети мере у виду мониторинга популација, с обзиром на сталну претњу од јачег загађења како Дунава, тако и Саве. Ана Петровић Докторска дисертација 105 Као "hotspot", одосно вруће тачке диверзитета када су гастроподе у питању, наводе се језера Бајкал, Охрид и Тангањика, при чему је највећи број ендемних врста забележен у језеру Бајкал, чак 114 од укупно 147 забележених врста (Strong et al., 2008). 5.2.6. Bivalvia Глобални диверзитет слатководних шкољки представљен је са 1.026 врста (19 фамилија и 206 родова). Најбројнија је фамилија Unionidae, где је забележено приближно 800 врста (Bogan, 2008; Graf, 2013). Према подацима из базе (www.freshwaterecology.info) забележено је 66 врста. Највећи број врста бележи се у водама Аустрије и Немачке, док је нешто мањи диверзитет забележен у водама Хрватске (19 врста) и Италије (18 врста). На основу података из студије о биодиверзитету Републике Македоније, бележи се 15 врста слатководних шкољки, где се као центар диверзитета читаве групе Mollusca наводи Охридско језеро (Smith & Smith, 2003). У воденим екосистемима Србије је до сада идентификовано 44 таксона, од којих су само 18 са потврђеним таксономским статусом, док је 21 таксон са несигурним таксономским статусом, а 5 такосна је идентификовано до нивоа рода (табела 9, прилог 1). Мали број аутора је проучавао мекушце, нарочито Bivalvia као посебне компоненте водених екосистема, као што су на пример: Tadić (1976), Radoman (1976, 1983), Arambašić (1994), Jovanović (1995), Karaman B. (2001а,б), Karaman B. & Živić (2001); Tomović et al., (2012, 2013).. Други аутори дају податке о слатководним шкољкама у Србији у оквиру студија о целокупној заједници макробескичмењака (Jović et al., 2006; Csányi,et al., 2005; Paunović et al., 2005, 2007, 2008, 2010, 2012) или у оквиру радова који се односе на квалитет животне средине (Marković & Miljanović, 1995; Paunović et al., 1999; Simić & Simić, 1999). Проучавања водених екосистема у Србији, нарочито река потамонског типа, су показала се да је читава група Mollusca, поред Diptera и Oligochaeta, најразноврснија и најбројнија група (Csányi et al., 2005; Paunović, 2007; Paunović et al., 2006, 2007, 2008; Sommerwerk et al., 2009) у укупној заједници водених макробескичмењака. Ана Петровић Докторска дисертација 106 Збирка Природњачког музеја у Београду поседује око 700 примерака шкољки, углавном из фамилије Unionidae. Материјал је прикупљен током 50-их година прошлог века претежно на локалитетима река Саве и Дунава. Резултати аутора (Tadić, 1977) указују на постојање знатно већег броја врста шкољки, нарочито из фамилије Unionidae, у односу на данашња сазнања, за шта претпостављамо да су због велике морфолошке варијабилности многе јединке описане као нове врсте. Управо код рода Unio, је забележен највећи број таксона за које није потврђен таксономски статус. Са аспекта конзервације се издваја врста Unio crassus Pfeiffer, 1821 кoja је заштићена на глобалном нивоу и сврстана у категорију угрожених таксона (EN). Налази се на Националној црвеној листи као критично угрожена (CR) у Немачкој, Швајцарској и Аустрији, рањива (VU) у Албанији, док се у Холандији води као изумрли таксон (EХ) (Schultes, 2010). Први пут је ова врста у Србији забележена у рекама Дунав, Сава и Колубара (Tadić, 1977), затим је потврђено њено присуство у Колубари (Marković, 1994). Такође, је констатована у Пустој реци (Јужна Морава) (Živić et al., 2001a), и у Тиси (Paunović, 2004). Према резултатима ITR међународне експедиције (JDS-ITR извештај, 2002), забележен је значајан пад густине насељености врсте Unio crassus у доњем току Тисе у Србији. Претпоставља се да је прилив инвазивних врста, поред хидроморфолошких промена и загађења, утицао на смањење бројности популације ове врсте. Према резултатима најновијих истраживања, уочено је повећање бројности популације U. crassus. Последња истраживања на реци Сави током 2011. и 2012. године су показала доминантност ове врсте у заједници на појединим локалитетима (средњи и доњи део тока), а приликом истраживања мањих равничарских забележена је као релативно бројана и у реци Пештан (септембар 2012) (Tomović et al., 2012). Обзиром на податке најновијих истраживања, очекује се да популација ове врсте у наредном периоду постане стабилна. Тренутно се врста налази на листи строго заштићених врста у Србији према важећем правилнику (Службени гласник РС 05/2010) и за сада је сврстана у категорију скоро угрожених таксона за подручје Србије (NT) (табела 15). Такође се налази и на листи Европске директиве о стаништима (92/43/ECC) (Anex II и IV). За ову врсту постоји велики број синонима и подврста (Graf & Cummings, 2010), неопходна је генетичка анализа и дефинисање конзервационе јединице, па је из тог разлога тренутно веома тешко говорити о њеној даљој конзервацији. Ана Петровић Докторска дисертација 107 5.2.7. Oligochaeta Светски диверзиет је представљен са oкo 1.100 врста слатководних олигохета. Најбројнија је фамилија Tubificidae са 582 описане врсте (Martin et al., 2008). На основу базе (www.freshwaterecology.info) у водама Европе констатоване су 234 врсте из 78 редова и 12 фамилија. Најбројније фамилије су Tubificidae и Naididae. У Србији је на основу досадашњих истраживања забележено укупно 116 таксона, којих је 90 идентификовано до нивоа врсте, а 26 до нивоа рода. Од укупно 8 фамилија забележених у воденим екосистемима Србије, најбројније су Tubificidae и Naididae (табела 9, прилог 1). Истраживањем Oligochaeta у главним рекама у Србији: Дунав, Сава и Тиса, формирана је прва чеклиста на којој је се налази 52 таксона из 32 рода и 9 фамилија (Atanacković at al., 2011). У ово истраживање нису ушли остали водени екосистеми у Србији. У олигохетној фауни Црне Горе констатоване су 82 врсте из 8 фамилија, од тога је 36 врста по први пут нађено у водама Црне Горе (Šundić et al., 2011). У суседној Хрватској бележи се број од 68 врста из 7 фамилија (Kutuzović & Kutuzović, 2013). Прве податке о налазима олигохета у водама Републике Македоније даје Šapkarev (1956, 1959, 1962, 1965), касније се у оквиру студије о биодиверзитету бележи присуство 123 врсте олигохета (Smith & Smitt, 2003) Сва поручавања у Србији везана за олигохете односе се углавном на њихов диверзитет и дистрибуцију, тако да још увек не постоје подаци о евентуалној заштити неких врста. На основу наших истраживања издваја се врста Haplotaxis gordioides (Hartmann, 1821), која је сврстана у категорију скоро угрожених (NT). Врста је забележена у сливу Тимока (Simić, 1993), затим на Шар планини (Simić, 1996), у реци Јабланици (Kalafatić et al., 1999), касније се бележи њено присутво у сливу Јужне Мораве (Živić et al., 2001a; Paunović et al., 2003). У реци Колубари је потврђено присутво H. gordioides од стране Марковића (Marković et al., 1999) и Стефановића (Stefanović et al., 2009). Врста H. gordioides забележена је и у Сави (Paunović, 2004; Jakovčev-Todorović et al., 2006), што није типично за ову врсту да насељава равничарске реке, јер је до сада углавном налажена у високопланинским рекама и потоцима. Врста је стенотермна и индикатор је олигосапробне класе воде (Sladaček, 1976). Даље разматрање неопходности конзервације и евентуална заштита тек предстоји. Ана Петровић Докторска дисертација 108 5.2.8. Polychaeta На светском нивоу забележено је до сада 168 слатководних врста у оквиру 70 родова и 24 фамилије, што је око 2% од укупног броја врста (Glasby & Timm, 2008). У бази (www.freshwaterecology.info) налази се само 13 врста. У водама Србије констатоване су две врсте: Hypania invalida и Manayunkia caspica (табела 9, прилог 1). Врста Hypania invalida је још констатована у водама Аустрије, Чешке и Словачке, а у Србији је забележена у сливним подручјима река Дунав, Сава и Тиса. У делу Дунава који протиче кроз Србију од стране аутора (Jakovčev-Todorović et al., 2006b) описана је врста Manayunkia caspica (Annenkova, 1929). Врста је забележена на локалитету код Текије и овај налаз је најсевернији и најновији запис M. caspica у Дунаву. Слив реке Дунав у овом случају представља главни коридор за даљу експанзију ове врсте у централни део Европе (Jakovčev-Todorović et al., 2006). 5.2.9 Hirudinea Пијавице су релативно мала група бескичмењака, до сада је у свету описано приближно 480 врста (Sket & Trontelj, 2008). Према подацима из базе (www.freshwaterecology.info) заблежено је 66 врста из 24 рода и 8 фамилија. Прва податке о диверзитету пијавица на подручју бивше Југославије даје Скет (Sket, 1968). Међутим, касније су покренуте прве молекуларне студије које указују на неочекиване грешке садашње таксономије Hirudinea (Trontelj et al., 1996, 2005; Siddall & Burreson, 1998). На основу досадашњих истраживања у воденим екосистемима Србије забележено је 27 такосна из 5 фамилија, од којих су 22 са валидним таксономским статусом, а 5 је идентификовано до нивоа рода (Simić et al., 2006) (табела 9, прилог 1). Најбројније фамилије су Glossiphoniidae и Erpobdellidae. Сличан број таксона је забележен и у водама Македоније (35, од којих 29 врста и 6 подврста) (Smith & Smith, 2003), у Словачкој (22), а у Хрватској (21 врста) (www.freshwaterecology.info). Са аспекта конзервације може се издвојити врста Hirudo medicinalis Linnaeus, 1758, позната као медицинска пијавица, која налази велику примену у лечењу, јер је познато да садржи велики број биолошки активних материја, као што су алфахимотропсин, хирудин, суптилизин, химазин тако да хирудотерапија (тј. терапија Ана Петровић Докторска дисертација 109 пијавицама) делује као аналгетик, антикоагуланс и имуностимуланс (Whitaker еt al., 2004). Према подацима из базе по први пут је ова врста констатована у Војводини (Mikuska & Gec, 1970). Касније је заблежена у Пустој и Топоничкој реци (слив Јужне Мораве), у Јеленачком потоку (слив реке Саве) (Živić et al., 2001b), као и на Копаонику (Семетешко језеро) (Simić et al., 2006). У свим стаништима на простору Србије популације ове врсте су релативно малобројне и међусобно изоловане, али се на основу досадашњих истраживања не може прецизније проценити њихов тренд. Заузета површина процењена је на приближно 40 km2. С обзиром, на овакво стање, популација, врста Hirudo medicinalis у Србији сврстана је у категорију рањивих таксона (VU) (прилог 2, извештај 22). У последње време пијавице се комерцијално гаје на фармама и користе у фармацеутске и терапеутске сврхе. Преовлађује став да варијетети лековитих пијавица у Европи представљају врсту Hirudo medicinalis. Истраживања која се заснивају на молекуларним маркерима доказују да врста која се комерцијално производи није медицинска пијавица, већ посебна европска врста Hirudo verbana (Trontelj et al., 2004). Прикупљање пијавица у медицинске сврхе утицало је на пад бројности популације ове врсте (Sawyer 1981; Elliott and Tullett, 1984; Elliott & Kutschera, 2011), посебно у неким земљама југоисточне Европе и у Турској (Wells & Coombes, 1987). Међународна брига за њено очување види се у међународним конвенцијама и прописима. Налази се на листи IUCN где је сврстана у категорију скоро угрожених таксона (NT). На Националним Црвеним листама статус ове врсте је следећи: Чешка Република крајње угрожена врста (CR) (Farkac et al., 2005); Финска (EN) (Rassi et al., 2001); док је у Пољској и Норвешкој означена као рањива врста (VU) (Glowacinski et al., 2002, Kålås et al., 2006). Заштићена је, такође, Бернском конвенцијом (Council of Europe 1979 Bern Convention (Appendix III), Конвенцијом о међународној трговини угрожених врста дивље фауне и флоре (CITES) (Appendix II), и налази se на листи Европске директиве о стаништима (92/43/ECC) (Anex V). Ана Петровић Докторска дисертација 110 5.2.10. Crustacea Ракови, Crustacea, представљају значајну групу акватичних зглавкара. Овим радом су обухваћени представници у оквиру четири реда: Isopoda, Mysida, Amphipoda и Decapoda. 5.2.11. Isopoda Изоподни ракови су веома бројна група и до сада је описано приближно 950 слатководних врста на светском нивоу, што је свега 9% од укупног броја изопода. Очекивани диверзитет се процењује на 2.625 врста (Wilson, 2008). На основу података из базе у Европи у оквиру овог реда описано је 1.459 врста (www.faunaeuropea.org). У водама Србије забележене су три врсте: Asellus aquaticus (Linnaeus, 1758), Jaera istri (Vieuille, 1979) и Jaera sarsi Valkanov, 1936, у оквиру две фамилије Asellidae и Janiridae (BAES, Simić et al., 2006) (табела 9, прилог 1). Врста Asellus aquaticus је широко распрострањеnа, како у водама Европе, тако и у воденим екосистемима Србије. Алохтона врста Jaera istri је забележена током истраживања Дунава (Joint Danube Survey 2 – JDS 2) (Zorić et al., 2010). 5.2.12. Mysida Према истраживањима (Porter et al., 2008), у оквиру овог реда од 1.000 забележених врста, само 72 живе у копненим водама. У водама Србије забележено је присуство две врсте из реда Мysida. На основу ранијих истраживања забележена је врста Paramysis lacustris (Simić et al., 2006), a током Другог заједничког истраживања Дунава (Joint Danube Survey 2 – JDS 2) констатована је joш једна врста, Limnomysis benedeni (Czerniavsky, 1882) (Zorić et al., 2010). 5.2.13. Amphipoda Глобални диверзитет амфиподних ракова је представљен са 1.870 врста и подврста у слатководним екосистемима у оквиру 53 фамилија и 293 родова. Сматра се да је то свега 20% од укупног диверзитета амфипода (Väinölä et al., 2008). На основу података из базе Fauna Europea у Европи је забележена 471 врста из 12 фамилија (www.faunaeuropea.org) Ана Петровић Докторска дисертација 111 У Србији је према подацима из базе, диверзитет амфиподних ракова представљен са 17 таксона из 2 фамилије (Gammaridae и Corophidae) од којих је 15 идентификовано до нивоа врсте, а 2 до нивоа рода (BAES, Simić et al., 2006). Највећи број врста је забележен у сливном подручју реке Дунав (17 врста) (табела 9, прилог 1). Током Другог заједничког истраживања Дунава (Joint Danube Survey 2 – JDS 2) испитиван је српски део Дунава, као и његове притоке (Сава, Велика Морава и Тиса) регистровано је 5 алохтоних врста из реда Amphipoda које припадају Понто-каспијском фаунистичком комплексу: Corophium curvispinum Sars, 1895, Dikerogammarus haemobaphes (Eichwald, 1841), Dikerogammarus villosus (Sowinsky, 1894), Echinogammarus ishnus (Martynov, 1919) и Obesogammarus obessus (Sars, 1894). Врсте Gammarus balcanicus Schäferna, 1922 и Gammarus fossarum Koch in Panzer, 1833 су широко распрострањене у воденим екосистемима широм Европе. Велика бројност нарочито врсте Gammarus balcanicus, забележена је и на подручју Србије. Балканско полуостраво је интересантно у погледу дистрибуције гамаруса, јер је G. fossarum широко распрострањена врста у његовом северозападном делу, док је G. balcanicus широко распрострањен у централном и југоисточном делу (Pljakić, 1952). Раније се веровало да се зона контакта између ове две врсте налази у западној Србији, између Мораве и Дрине (Karaman, 1935, Pljakić, 1952). Међутим, на основу истраживања од стране Živić & Marković (2007) дошло се до резулатата да је врста G. fossarum, за коју се раније сматрало да се само спорадично среће у Србији (посебно у јужној и југоисточној Србији), сада најзаступљенија и најучесталија врста у сливу Јужне Мораве (југоисточна Србија). Мешовите популације ове две врсте амфипода нађене су на већини локалитета у Јужној Морави, чиме је утврђено да је зона контакта за ове врсте проширена и у јужној и југоисточној Србији. Пошто је G. fossarum доминантан у односу на G. balcanicus у Јужној Морави, може да се очекује даље ширење граница мешовитих популација према југу и југоистоку Балканског полуострва (Živić & Marković, 2007). 5.2.14. Decapoda Ред Decapoda преставља најбројнији и најразноврснији ред ракова. До данас је у свету описано око 640 врста слатководних декаподних ракова у оквиру три фамилије Astacidae, Cambaridae и Parastacidae (Crandall & Buhay, 2008). На подручју Европе забележене су четири фамилије из реда декаподних ракова: Astacidae, Cambaridae, Ана Петровић Докторска дисертација 112 Potamidае и Grapsidae. Из фамилије Astacidae у водама Европе живи пет врста аутохтоних слатководних ракова: Astacus astacus (Linnaeus, 1758), Astacus leptodactylus (Eschscholz, 1823), Astacus pachypus (Rathke, 1837), Austropotamobius pallipes Lereboullet, 1858 и Austropotamobius torrentium Schrank, 1803. Из фамилије Cambaridaе бележе се 4 врсте, из фамилије Potamidae 3 врсте, док из фамилије Grapsidae само једна врста. У Европи данас поред аутохтоних, живе и алохтоне врсте. Најчешће су то америчке врсте Pacifastacus leniusculus (Dana, 1852), такође из фам. Astacidae, затим припадници фам. Cambridae: Orconectes limosus (Rafinesque, 1817) и Procambarus clarkii (Girard, 1852). У Словенији су нађене 3 врсте аутохтоних ракова и то: Astacus astacus, Austropotamobius torrentium, Austropotamobius pallipes, а од алохтоних забележене су: Pacifastacus leniusculus и Cherax quadricarinatus (Martens, 1868). Досадашњим истраживањима у воденим екoсистемима Хрватске утврђене су четири аутохтоне врсте ракова и то: Austropotamobius pallipes, Austropotamobius torrentium, Astacus astacus и Astacus leptodactylus (Maguire & Gottstein Matocec, 2004) и две алохтоне инвазивне врсте: Pacifastacus leniusculus и Orconectes limosus пореклом из Северне Америке (Maguire & Klobucar, 2003; Faller et al., 2009). На подручју Босне и Херцеговине познате су четири врсте декаподних ракова из фамилије Astacidae: Astacus astacus, Astacus leptodactylus, Austropotamobius torrentium и Austropotamobius pallipes. Недавна истраживања, такође су потврдила присутност ове четири врсте (Trožic-Borovac, 2011). На простору Црне Горе нађене су три врсте слатководних ракова из фамилије Astacidae: Astacus astacus, Austropotamobius pallipes са подврстом Austropotamobius italicus meridionalis и A. torrentium, као и једна врста слатководне крабе Potamon fluviatile (фам. Potamidaе) (Rajković et al., 2012). Досадашња истраживања показала су да је врста Austropotamobius pallipes таксономски веома сложена и да представља комплекс врста (Santucci et al., 1997; Largiadèr et al., 2000; Fratini et al., 2005; Grandjean et al., 1998, 2000; Cataudella et al., 2006). На основу досадашњих истраживања на територији Србије су идентификоване три врсте аутохтоних декаподних ракова из фамилије Astacidae и то: Astacus astacus (речни рак), Astacus leptodactylus (дунавски рак) и Austropotamobius torrentium (поточни рак). Поред аутохтоних констатовано је и присуство једне инвазивне врсте из фамилије Cambridae, Orconectes limosus (амерички рак). Ана Петровић Докторска дисертација 113 Током истраживања Дунава (Pavlović et al., 2006), од укупно 14 уловљених јединки, чак 13 јединки је врста Orconectes limosus, само једна јединка је била врста дунавског рака Astacus leptodactylus. Овај податак доказује да је дошло до потискивања аутохтоне врсте речног рака, инвазивном врстом (Simić et al., 2008). Из реда Decapoda у Дунаву је забележена и једна врста крабе, тзв. кинеска краба из фамилије Grapsidae Eriocheir sinensis Milne-Edwards, 1854 (Paunović et al., 2004). Аутохтоне врсте ракова забележене на подручју Србије су широко распрострањене европске врсте. Врста Austropotamobius torrentium је карактеристична за планинске водотокове и може се наћи од 800 m до чак 1500 m надморске висине, док je врста Astacus astacus углавном забележена у брдско-планинским рекама до 800 m надморске висине (Karaman, 1961, 1963). Према Караману (Karaman, 1929) A. astacus пронађен је у Дунаву и Сави. Према нашим резултатима (Simić et al., 2008), као и резултатима Maguire & Gottstein-Matocec (2004) у Хрватској, само врста Astacus leptodactylus је присутна у поменутим великим низијским рекама. Према анализи података из 60-годишњег раздобља, најугроженија врста ракова у Србији јесте управо врста A. astacus. Наша истраживања указују на драстично смањење учесталости и укупне бројности популације речног рака у водама Србије. Некадашња популација ове врсте поделељена је на неколико субпопулација које су међусобно више или мање изоловане. Субпопулације у сливу Јужне Мораве и Западне Мораве су малобројне. Најбројнија популација је забележена у Бусурским микроакумулацијама (код Свилајнца), где се процењује да бројност зрелих јединки износи од 780 до максимално 1.650 јединки. Међутим, без обзира на велику бројност ова популација је изолована од других субпопулација у Србији, које су по бројности мање. Угрожавајући фактори који утичу на смањење популације ове врсте су: загађење, фрагментација станишта, болести, као и изолације популација. Такође, на њено смањење популација утиче и врста A. leptodactylus која је отпорнија на наведене факторе, брзо се шири и потискује врсту A. astacus (Petrović et al., 2013). На основу оваквог стања популације, а према IUCN критеријумима, степен угрожености врсте Astacus astacus у Србији је оцењен као угрожен (EN), што је виши ниво него на међународном нивоу где је сврстана у категорију рањивих таксона (VU) (табела 15, извештај 12). Међу декаподним раковима, најмање негативне промене утврђене су у популацијама A. torrentium. У Србији је стање ове врсте, према IUCN критеријима, означено као скоро угрожени (NT) (табела 15). Ана Петровић Докторска дисертација 114 На међународном нивоу A. torrentium је за сада сврстан у категорију DD (без довољно података). Иако је ова врста релативно широко распрострањена у Европи, забележен је пад популације током већег дела њеног распрострањења. Због недовољно прецизних података о бројности популација ова врста не може бити оцењена према критеријуму А, тако да предстоје даља истраживања, како би се одредила прецизна категорија и предузеле адекватне мере заштите. На основу истраживања (Petrović et al., 2013) дошло се до резултата који указују да менаџмент наведених врста ракова, заснован само на праћењу основних структурних карактеристика популација, није потпун и да се мора допуњавати и генетичким карактеристикама популација. Резултати истраживања популација ракова на подручју Србије и Црне Горе (Petrović et al., 2013) коришћењем COI гена mDNA као генетичког маркера, указала су да све популације врсте Austropotamobius torrentium су хомогене и да припадају једној хаплогрупи, док су за популације Astacus astacus детектоване две хаплогрупе, од којих популација из Србије припада новом хаплотипу и сматра се еволуционо старијом у односу на популацију из Црне Горе и Хрватске. Популације A. astacus из Србије са аспекта генетичких карактеристика, као што су: припадност посебном хаплотипу и низак генетички диверзитет, указују на неопходну конзервацију у in situ и ex situ условима (Simić еt al., 2008; Petrović et al., 2013). Обе врсте ракова, A. astacus и A. torrentium, такође су заштићене Бернском конвенцијом (Council of Europe 1979 Bern Convention (Appendix III) по којој је њихово искоришћавање под строгом контролом и надзором сваке државе (Taylor, 2002), а врста A. torrentium и Европском директивом о стаништима (92/43/ECC) (прилог В). У воденим екосистемима Србије речни рак је заштићен као природна реткост и трајно је забрањен лов и експлоатација (Службени гласник РС, бр. 50/93 и 93/93). Због економског значаја и опасности од прекомерне експлоатације, готово све врсте слатководних ракова у свету треба да буду под неким видом заштите и да се нађу на IUCN Црвеној листи. Према истраживањима, Taylor et al. (1996) утврђено је да више од 50% слатководних ракова у Америци угрожено до неког степена, али је изненађујуће мали број врста под националном заштитом, само неколико врста је под локалном заштитом. Ана Петровић Докторска дисертација 115 5.2.15. Collembola До сада је описано близу 3.778 врста слатководних Collembola (Deharveng et al., 2008). У воденим екосистемима Србије забележена је само врста Podura aquatica (прилог 1). 5.2.16. Insecta Инсекти представљају најразноврснију групу слатководних животиња. Према подацима Balian et al. (2008) од скоро 126.000 описаних слатководних животиња у оквиру класе инсеката описано је чак 76.000 врста, што је 60.4% у односу на укупан број слатководних животиња. Овим радом су обухваћене следеће групе инсеката: 5.2.17. Ephemeroptera Ларве Ephemeroptera су веома важна компонента слатководних бентосних заједница, како по разноврсности, тако и по широком спектру станишта које заузимају (Merritt & Cummunis, 1996; Lock & Geothalm, 2011; Bauernfeind & Soldán, 2012). Глобални диверзитет представљен је са 3.000 врста из 42 фамилије и чак 400 родова (Barber-James et. al., 2008). На основу података из база (www.freshwaterecology.info) и Fauna Europea (www.faunaeuropea.org) у воденим екосистемима Европе забележено је приближно 350 врста из 50 родова и 18 фамилија. У земљама Европе забележен је велики специјски диверзитет Ephemeroptera. Највећи број врста је забележен у водама Словачке 140 (Derka, 2003), Чешке Републике 107 (Zahrádkova et al, 2009), затим следи Бугарска 102 (Vidinova, 2003), Мађарска са 91 врстом (Kovács & Bauernfein, 2003), Словенија 75 (Zabric & Sartori, 1997), Румунија 72 (Curtean-Banaduc, 2010), Грчка 70 (Bauernfeind, 2003) и Македонија 63 врсте (Smith & Smith, 2003). У Западној Европи у водама Немaчке, такође се бележи велики диверзитет од 113 врста (Haybach & Malzacher, 2003), a у Италији 110 врста (Buffagni et al., 2003). У воденим екосистемима Србије истраживање Ephemeroptera спроведено је од стране бројних аутора (Klapalek, 1898, 1906; Živojinović, 1950; Filipović, 1954, 1968, 1969, 1975, 1976, 1979; Ikonomov, 1960, 1962; Marković & Janković, 1989; Marković, 1995; Marković & Mitrović-Tutundzić, 1997; Paunović et al., 1997; Marković, 1998; Ана Петровић Докторска дисертација 116 Paunović et al., 1999; Simić & Simić, 1999; Marković & Živić, 2002; Simić & Simić, 2003; Simić et al., 2005; Paunović et al., 2006a: Savić et al., 2011). Први списак врста ове групе инсеката у текућицама на подручју планина Златибор, Копаоник, Кучај и Ртањ дат је од стране аутора (Filipović, 1975). Касније су спроведена фаунистичка истраживања Ephemeroptera у текућим водама брдско- планинских подручја западне Србије од стране аутора (Marković & Živić, 2002), где су забележена 45 таксона у оквиру 8 фамилија. Према подацима из базе у Србији диверзитет ове групе процењује се на 100 таксона, од којих је 85 са валидним таксономским статусом, а 15 је идентификовано до нивоа рода. Диверзитет Ephemeroptera је прилично висок у нашим водама, зато је веома важно познавати њихову дистрибуцију у воденим екосистемима Србије На основу ових резултата објављен је списак врста Ephemeroptera у воденим екосистемима Србије од стране аутора (Petrović et al., 2014). Листа тренутно обухвата 85 врста у оквиру 31 рода и 12 фамилија. Према броју врста најзначајније су фамилије Heptageniidae са 27 и Betidae са 24 забележене врсте. Само по једна врста забележена је у фамилијама: Ameletidae, Palingeniidae, Potamanthidae, Siphlonuridae и Polymitarcyidae. У оквиру родова Baetis (14 врста) и Ecdyonurus (12 врста) забележен је највећи број врста (табела 9, прилог 1). Многи научници наводе надморску висину као битан фактор који утиче на распрострањење фауне акватичних макробескичмењака Србије (Simić, 1995; Simić & Simić, 1999; Paunović et al., 2003, 2006b). Brittain et al. (2003) наводе да у европским водотоковима долази до опадања разноврсности са порастом надморске висине. Према ранијим истраживањима бројни аутори (Simić & Simić, 1999; Simić, 1993, 1995; Marković, 1995, 1998; Marković et al., 1997, 1998; Paunović, 2006a) бележе највећу разноврсност ове групе инсеката у брдско-планинским рекама, мању у великим равничарским и најмањи број врста у изворишним деловима рекама. Ово потврђују и наша истраживања (Petrović et al., 2014) специјског диверзитета Ephemeroptera у воденим екосистемима Србије, у којима је забележен мањи број врста у потамонским рекама (Дунав - 28, Велика Морава - 20, Сава - 8 и Тиса - 4 врсте), док је знатно већа разноврсност управо забележена у брдско-планинским рекама које припадају сливном подручју Јужне Мораве (57 врста) и Западне Мораве (53). Велика разноврсност ове групе је забележена и у сливном подручју реке Тимок (42 врсте), где се посебно се издвајају водотоци са Старе планине. Ана Петровић Докторска дисертација 117 Подручје Старе планине у Србији представља део главног ланца балканског планинског система и одликује се великом разноврсношћу фауне инсеката (Radović et al., 1995) и представља један од центара биодиверзитета Балканског полуострва. Према ранијим истраживањима утврђено је да се област Старе планине карактерише разноврсном фауном макробескичмењака (Simić, 1995; Živić et al., 2005a). Према IUCN критеријумима четири врсте из групе Ephemeroptera сврстане су у следеће категорије угрожености: CR (крајње угрожени) - Epeorus yougoslavicus (Samal, 1935); EN (угрожени) - Baetis melanonyx (Pictet, 1843) и Baetis pavidus Grandi, 1949 и рањиви (VU) - Baetis vardarensis (Ikonomov, 1962). Врста Epeorus yougoslavicus (Sàmal, 1935) је први пут регистрована у водама Србије 2002. године у Масуричкој реци (слив Јужне Мораве) (Petrović et al, 2006). При поновљеним детаљним истраживањима 2003. и 2004. године потврђен налаз ове врсте. Истраживањем која су спроведена током 2005. године, забележено је просечно 1 - 2 ларве ове врсте на око 500 m речног дна. Друго станиште где је врста констатована је Гобељска река на Копаонику, где је такође забележена мала бројност. Заузета површина се процењује на око 5.5 km2 (извештај 4). Врста је изразито стеновалента у односу на температуру воде, кисеоник, брзину воде и друге абиотичке параметре карактеристичне за горње токове планинских река. Стога било какви фактори (сеча шума на обалама, ерозија, замућење воде, поремећај брзине воденог тока) који изазивају промену абиотичких параметара у станишту су потенцијално неповољни. Сеча шуме регистрована је у неким деловима горњег тока Гобељске реке на Копаонику. На основу података из базе (www.freshwaterecology.info) и Fauna Europea (www.faunaeuropea.org) врста је веома малобројна и ретка и до сада је констатована у водама Македоније, Грчке, Бугарске, Италије, Босне и Херцеговине. С обзиром, на овако малобројне популације потребно је предузети адекватне мере заштите у виду мониторинга популација и заштите станишта. Станишта у Србији су делом заштићена, јер је Гобељска река је у оквиру НП Копаоник, али је потребно заштитити и популације у Масуричкој реци, у виду евентуалне заштите макростаништа. С обзиром на овакво стање популација, као и смањење ареала распрострањења и заузете површине, врста Epeorus yougoslavicus (Sàmal, 1935) оправдано је сврстана у категорију крајње угрожених таксона (CR) (табела 14). Ана Петровић Докторска дисертација 118 Категорији угрожених таксона (EN) припадају врсте Baetis melanonyx (Pictet, 1843) и Baetis pavidus Grandi, 1949. Врста Baetis melanonyx забележена је у потоцима на Копаонику, Шар планини и на Власини (BAES, Simić et al., 2006). Укупна заузета површина износи 148 km2. На основу досадашњих истраживања не може се прецизније одредити бројност, али је на забележеним стаништима износила максимално до 50 јед/m2 речног дна. Изразити је икдикатор чисте воде и насељава углавном горњи ритрон и до 1700 м.н.в (табела 14, извештај 10). Врста Baetis pavidus је забележена у сливу Тимока (реке и потоци на Старој планини), Колубаре (Јабланица) и Јужне Mораве (Нишава и Власинска река), где се заузета површина процењује на око 92 km2. Током истраживања бележи се велика флуктуација у погледу бројности популација, што је констатовано на основу пада бројности ларви забележених током 1990/91. године на стаништима на подручју Старе планине и нових истраживања у периоду од 2004. до 2006. године. У Власинској реци нису потврђене популације током нових истраживања (BAES, Simić et al., 2006) (табела 14, извештај 11). Категорији рањивих таксона (VU) припада врста Baetis vardarensis (Ikonomov, 1962) чије популације заузимају површину од 160 km2 у југоисточним деловима Србије у виду појединачних примерака, изузев на подручју Топлодолске реке и Височице на Старој планини (табела 14, извештај 15). Све наведене врсте из рода Baetis су стеновалентне у односу на кисеоник, температуру воде, брзину воде и веома су осетљиве на промену ових и осталих абиотичких параметара. Из тог разлога је потребно увести мониторинг, односно праћење стања њихових популација, како би се оне сачувале и предузети мере заштите самог станишта. Врсте Epeorus yougoslavicus, Baetis melanonyx и Baetis pavidus налазе се на листи строго заштићених врста у Србији према важећем правилнику (Службени гласник РС 05/2010). Поред ових врста издваја се и врста тиски цвет Palingenia longicauda (Olivier, 1791), која је некада била широко распрострањена у равничарским рекама Европе, а данас представља изузетно ретку и угрожену врсту Јужне и Централне Европе. Налази се на Карпатској Црвеној листи угрожене флоре и фауне (Witkowski et al., 2003), док је на Црвеној листи фауне Пољске означена као ишчезла врста. Такође и у Мађарској је ова врста проглашена угроженом. Ана Петровић Докторска дисертација 119 На основу података из Fauna Europea (www.faunaeuropea.org) присутна је у Бугарској, Чешкој, Хрватској, Немачкој, Мађаркој, Македонији, Холандији, Украјини и Србији. Сматра се ендемичном за притоке Дунава у Карпатском басену (http://www.ramsar.org/ris/key_ris_index.htm). У Србији је констатована на пет станишта дуж реке Тисе. С обизиром да су основна станишта за развој ларви углавном у доњем делу Тисе, станишта у Србији су од великог значаја за очување популација врсте Palingenia longicauda (Pil et al., 2009). У Србији се за сада налази се на листи строго заштићених врста према важећем правилнику (Службени гласник РС 05/2010), док је у Европи заштићена према Директиви о стаништима ЕУ и Бернској конвенцији. Због релативно малог ареала распрострањења ове врсте у Европи, изразите осетљивости на антропогени утицај, као и осетљивости њених животних циклуса, потребно је спроводити монтиторинг популација ове врсте. 5.2.18. Odonata Глобални диверзитет Odonata у слатководним екосистемима је процењен на 5.680 врста (Kalkman et al., 2008). У водама Европе, на основу података из Fauna Europea (www.faunaeuropea.org), диверзитет је представљен са 131 врстом, док према подацима из базе (www.freshwaterecology.info) диверзитет Odonata процењен је на 158 врста у оквиру 43 рода и 10 фамилија. У Србији на основу података из базе, забележено је 64 такосна у оквиру 9 фамилија. Од овог броја 60 је идентификовано до нивоа врсте, само 4 до нивоа рода. Најбројније фамилије су Coenagrionidae и Libellulidae (табела 9, прилог 1). Упркос дугој традицији проучавања Odonata у Србији, о стварном распрострањењу готово свих врста мало се зна. Odonata у Србији су први пут проучаване од стране Kohaut (1896), Pongracz (1994), као и у оквиру истраживања осталих група макрозообентоса водених екосистема у Србији од стане бројних аутора (Filipović, 1954; Baračkov, 1973; Adamović, 1949, 1993; Adamović & Andjus, 1983; Simić 1993; Konta, 1997; Marković et al., 1997, 1998; Marković, 1998, 1999; Živić et al., 1999). Значајан допринос у познавању фауне Odonata дају аутори (Santovac, 2002, 2007; Jović, 2002; Jović et al., 2008). Новија истраживања ове групе од стране аутора (Jović et al., 2009) односе се на податке о ретким и мање познатим врстама Odonata у Србији, а то су: Lestes viridis Ана Петровић Докторска дисертација 120 Kennedy, 1920; Erythroma linedenii (Sélys, 1840); Brachytron pretense (Müller, 1764); Anax parthenope Sélys, 1893; Anax ephippiger (Burmeister, 1839); Cordulegaster heros Theischinger, 1979; Somatochlora flavomaculata (Van der Linden, 1825); S. metallica (Van der Linden, 1825); Epitheca bimaculata (Charpentier, 1825) и Sympetrum vulgare (Charpentier, 1825). Истраживањем колекције Odonata из Природњачког музеја у Београду (Jović et al., 2009) дошло се до закључка да су веома сродне врсте Lestes parvidens Artobolevskii, 1929 и Lestes viridis које су oписане од стране многих аутора у Србији (Adamović, 1949, 1993; Adamović & Andjus, 1983; Jović & Andjus, 2003). Olias et al. (2007) претпостављају да је дистрибуција Lestes parvidens у Србији ограничена на северне делове земље (ток Саве и Дунава), док врста L. viridis покрива већи део земље. Истраживања Jović et al. (2009) потврђују да је доминантна врста у Србији тренутно Lestes parvidens. Налази ове врсте у радовима Adamović (1949) и Jović & Andjus (2003) указују на померање граница дистрибуције ове врсте јужно према централној Србији (Рогот код Крагујевца и језеро Трешњица код Сопота). На основу тренутних података о дистрибуцији Odonata у воденим екосистемима Србије највећи диверзитет је забележен у рекама Дунав (43), Сава (33) и Јужна Морава (34) (табела 7, прилог 1). Мали број података о распрострањењу Odonata не пружа могућност да се предузму мере о њиховом очувању у Србији. Врста Cordulegaster hеrоs је заштићена Европском директивом о стаништима (92/43/ECC) (Aneх II и IV), што значи да станишта ове врсте морају бити укључена у националну мрежу заштићених станишта, па и опстанак националне популације мора да се обезбеди. Због тога је ова врста предложена да се нађе на листи заштићених врста дивље флоре и фауне у Републици Србији. 5.2.19. Plecoptera Plecoptera су мала група инсеката која је у свету представљена са приближно 3.500 описаних врста из 16 фамилија и 286 родова (Fochetti & Tierno de Figueroa, 2008). На основу података из базе (www.freshwaterecology.info) у Европи је забележена 551 врста у оквиру 38 родова и 7 фамилија, док су према подацима из Fauna Europea (www.faunaeuropea.org) забележене 426 врсте. У оближњим земљама највећи диверзитет је забележен у Словенији (100 таксона) (Sivec, 2001), а према последњим истраживањима забележена су 123 таксона Ана Петровић Докторска дисертација 121 (Ignac Sivec, лична комуникација), затим следи Бугарска са 99 таксона (Hubenov, 1998), Македонија са 93 таксона (Ikonomov, 1986; Smith & Smith 2003) и Босна и Херцеговина са 73 таксона (Kaćanski, 1976). Најнижи диверзитет врста је забележен у Хрватској, где је идентификовано 50 таксона из ове групе инсеката (Popijač & Sivec 2008 2009a,b,c, 2010, 2011). Према новијим истраживањима у Хрватској овај број је порастао на 90 (Ignac Sivec, лична комуникација). У поређењу са суседним земљама на Балканском полуострву, разноврсност Plecoptera у Србији може се окарактерисати као средњи до високи диверзитет. На територији Косова од стране Dauti (1986) забележено је 73 таксоона, а према најновијим истраживањима још 23 таксона је забележено у Приштинској реци (Косово) (Dauti et al., 2007). До сада, на основу података из базе у воденим екосистемима Србије, као и на основу података из колекције Plecoptera из Природњачког музеја из Словеније, диверзитет Plecoptera у Србији је процењен на 103 таксона, од којих 91 је идентификован до нивоа врсте дистрибурираних у 17 родова и 7 фамилија. Осталих 13 таксона је идентификовано до нивоа рода. Најбројније фамилије су Nemouridae са 30 врста, затим Leuctridae и Perlodidae са по 19 забележених врста. Највећи диверзитет је забележен код родова Leuctra и Isoperla са 19 и 14 идентификованих врста (табела 9, прилог 1). Према дугогодишњем истраживању разноврсности Plecoptera, највеће богатство врста у Србији се налази у регионима који укључују брдско-планинаска подручја Јужне Мораве (63 врсте), Западне Мораве (58 врста), као и реке које припадају сливу Егејског мора (Пчиња, Лепенац и Драговиштица) (46 врста) и сливу Тимока (44 врсте) (прилог 1). Сливна подручја Западне и Јужне Мораве и Тимока карактерише широк спектар станишта и веома висок диверзитет и других група водених макробескичмењака (Filipović, 1979; Marinković - Gospodnetić 1980; Radović еt al., 1995; Milošević еt al., 2013). Поред тога, у сливу Дрине је забележен нешто мањи број врста од очекиваног у нашој студији (39 врста), што није реално стање него последица истраживања на мањем броју локалитета.У складу са очекивањима, најнижа разноликост забележена је у потамонским рекама, као што су Дунав (15 врста), Велика Морава (14) и Колубара (10 врста). У Сави и Тиси нису констатоване ларве из ове групе инсеката (прилог 1). Ана Петровић Докторска дисертација 122 Контраст у еколошким и хидролошким карактеристикама између равничарских система са једне стране и брдско-планинских река, са друге стране, главни је разлог овакве дистрибуције Plecopterа на подручју Србије. Tierno de Figueroa et al. (2010) истичу да се најмање 324 врсте Plecoptera могу окарактерисати као угрожене у Европи. Од тога, четири врсте (Nemoura erratica Claassen, 1936; Leuctra moselyi Morton, 1929; Protonemoura hrabei Raušer, 1956 и Rhabdiopteryx navicula Theischinger, 1974), иако имају широку дистрибуцију, сматрају се ипак ретким и угроженим врстама, јер су стеновалентни организми на бројне еколошке факторе (Tierno de Figueroa et al. 2010). У воденим екосистемима Србије врсте Nemoura erratica, Leuctra moselyi, Protonemoura hrabei немају широку дистрибуцију, али због старих и недовољно прецизних података о бројности популација за сада у њиховом случају нису примењени IUCN критеријуми (Simić et al., 2006). Врста Isogenus nubecula (Newman 1839) се сматра ишчезлом у западној и централној Европи (Zwick, 1992), али је поново забележена у студијама спроведеним у Аустрији, Мађарској и Словачкој, у виду изолованих и угрожених популација. Резултати нашег истраживања су проширили област дистрибуције ове врсте, јер је присуство I. nubecula забележено у четири сливна подручја (слив Јужне и Западне Мораве, Тимока и реке припадају сливу Егејског мора) (BAES, Simić et al., 2006). Према досадашњим подацима из базе података, а на основу IUCN критеријума, категорији крајње угрожених таксона (CR) припадaју следеће врсте: Marthamea vitripennis, Protonemura lateralis и Taeniopteryx hubaulti. Смањење ареала распрострањења врсте Marthamea vitripennis (Burmeister, 1839) забележено је у Европи (Zwick, 1984, 2004), а слична ситуација је забележена и у Србији, где су констатоване само три субпопулације које су међусобно удаљене и изоловане и чија бројност, процењена на основу ларви, не прелази, 1 - 3 јединке/m2. Укупна заузета површина је свега 6.7 km2. Субпопулација забележена у Лепосавској реци је најугроженија, пре свега, радом рудника олова и цинка Трепча. Врста је хладностенотермна и осетљива на органско загађење и прекомерну еутрофизацију. Остале забележене субпопулације су заштићене с обзиром да су констатоване у реци Рачи која је у оквиру Националног парка «Тара», а налазишта у Божићкој реци су у широј заштићеној зони предела изузетних одлика «Власинско језеро» (табела 13, извештај 1). Ана Петровић Докторска дисертација 123 Регистроване су две субпопулације врсте Protonemura lateralis (Pictet, 1836) у средњим и горњим токовима Власинске и Јеленске реке (Simić, 1996). Заузета површина је само 3 km2. Бројност популације током истраживања 1993/95. била је велика (просечно око 100 ларви/m2 речног дна). Tоком истраживања која су спроведена током 2003, 2006 и 2010. године бројност ларви у Власинској реци је опала и износила 3 - 14 јединки/m2 речног дна. Субпопулација забележена у Јеленској реци, која је и најбројнија, може бити угрожена радом рудника олова и цинка «Трепча», пре свега отпадним рудничким водама из јаловишта (табела 13, извештај 2). На основу досадашњих истраживања само једна субпопулација врсте Taeniopteryx hubaulti Aubert, 1946 је регистрована виду ларвених облика у горњем току Барске реке на подручју Националног парка «Копаоник». Ранији налаз ове врсте, такође на подручју НП «Копаоник» у горњем и средњем току Лисинког потока из 1963 (Filipović, 1965), ни при детаљним истраживањима ове реке није потврђен. Заузета површина процењена је на само 3 km2. Субпопулација у горњем току Барске реке има тенденцију смањивања бројности и/или екстремног колебања. При истраживањима из 1994. бројност популације је износила просечно 34 ларве/m2 речног дна, а током 2005/06. у истом периоду забележене су просечно свега по 2 ларве/m2 речног дна (Simić et al., 2006). Као фактор угрожавања наводи се порибљавање Барске реке (НП Копаоник) поточном пастрмком. Повећана бројност ове рибље врсте предстaвља предаторски притисак како на ларвене, тако и на адултне облике ове врсте инсекта (Simić, 2003) (табела 13, извештај 3). С обзиром да су наведене врсте Plecoptera хладностенотермне и осетљиве на промене абиотичких и биотичких параметара у станишту, неопходно је предузети стални мониторинг и, у зависности од стања популација, треба предузети строжију заштита макростаништа. Због наведених разлога њихово сврставање у категорију крајње угрожених такосна је оправдано. У Србији ове врсте се налазe на листи строго заштићених врста према важећем правилнику (Службени гласник РС 05/2010). Категорији угрожених таксона (EN) припадају врсте Dinocras megacephala, Nemoura cambrica, Protonemura meyeri, Protonemura praecox и Taeniopteryx nebulosa. Врста Dinocras megacephala (Klapálek, 1907) први пут је забележена у Призренској Бистрици (Dauti, 1986), затим током истраживања 2004. године у реци Рачи (НП Тара) и Самоковској реци (НП Копаоник) (Simić et al., 2006). Тренутна заузета површина у Србији је око 70 km2. Ана Петровић Докторска дисертација 124 Углавном су забележене појединачне ларве ове врсте, изузев субпопулације из Призренске Бистрице која није проверавана (табела 13, извештај 5). Врста Protonemura meyeri (Pictet, 1841) је забележена у сливу Јужне и Велике Мораве (Paunović, 2001; Simić, 2003), затим Западне Мораве (Živić et al., 2009b) и у реци Јабланици (слив Колубаре) (Stefanоvić et al., 2009), на укупној површини од 240 km2. С обзиром на значајну удаљеност станишта, где је ова врста констатована, субпопулације су међусобно изоловане, а вероватно постоји и изразита флуктуација њихове бројности. Провером станишта у Власинској реци и реци Ресави током 2006. и 2010. године ларве ни адултни облици ове врсте нису нађени. Као негативни фактори наводе се прекомерна еутрофизација и изливање отпадних вода из околних насеља, што је запажено у току Јужне Мораве, где могу да буду угрожене популације ове врсте (Simić, 2003) (табела 13, извештај 6). Током истраживања забележено је и присуство врсте Protonemura praecox (Morton, 1894), при чему је примећена изразита флуктуација бројности популација у стаништима у којима је констатована на површини од 128 km2 у Трговишком Тимоку, Големој реци (Стара Планина) (Simić, 1993) и Ломничкој реци (Западна Морава) (Konta, 1997). Врста је први пут забележена у реци Неродимки (Dauti, 1986) где је популација знатно изолована у односу на остале, и у периоду периоду истраживања је била малобројна (2 - 7 ларви/m2 речног дна). Касније ова станишта током истраживања нису проверавана (табела 13, извештај 7). Популација у Големој реци може бити угрожена изградњом и употребом ски стазе у близини ове реке, док станиште Трговишког Тимока може бити угрожено канализационим водама из насеља Кална. Популације врсте Nemoura cambricа Stephens, 1836 забележене су на подручју Власине (Власинска рекa, Манојловица и Тврђанска река) (Simić, 1996), на површини од 104 km2. Tоком истраживања 1993. године бројност ларви ове врсте у поменутим рекама износила просечно 15 јед./m2 речног дна, а током 2005/06. ларве ове врсте нису нађене, као ни адултни облици на околној вегетацији. Популација констатована у Тврђанској реци није провераванa, али је током 1995. године забележена густина ларви износила око 7 јед./m2 речног дна. Ова популацијa може бити угрожена отпадним водама из јаловишта и копова рудника олова и цинка «Трепча» (табела 13, извештај 8). С обзиром да су наведене врсте осетљиве на загађење, а до сада су забележене углавном малобројне и изоловане популације, неопходно je предузети мониторинг популација и адекватну заштиту у виду строжије заштите макростаништа. Ана Петровић Докторска дисертација 125 Забележене су 3 субпопулације врсте Taeniopteryx nebulosa (Linnaeus, 1758) на простору Србије на површини од 140 km2 које су међусобно изоловане (Ломничка река, Власинска река и Трговишки Тимок) (Konta, 1997; Simić, 1993; Paunovć, 2001). Примећена је изразита флуктуација бројности на овим стаништима. Субпопулацији у Трговишком Тимоки прети опасност од органског загађења реке из насеља Кална (табела 13, извештај 9). Наведене врсте у водама Србије, а према IUCN критеријумима сврстане су у категорију угрожених таксона (EN). У Србији се за сада налазe на листи строго заштићених врста према важећем правилнику (Службени гласник РС 05/2010). После најновијег леденог доба неки представници врста Plecoptera имају мале и изоловане популације, што је случај са Perlodes microcephalа (Picte, 1833) (Fochetti and Tierno de Figueroa, 2006). Ова врста је констатована сливовима у Јужне и Западне Мораве, затим реке Саве, Дрине и Тимока, као и у рекама које припадају сливу Егејског мора. Приликом провере истих станишта у сливу Западне Мораве није потврђено присуство ове врсте. Тренутна заузета површина врсте P. microcephalа у Србији износи 158 km2 (табела 13, извештај 13). Врста Amphinemura sulcicollis (Stephens, 1836) је први пут забележена у Призренској Бистрици (Dauti, 1983), затим током каснијих истраживања у сливу Велике, Западне и Јужне Мораве, као и у сливу Колубаре и Тимока (Konta, 1997; Simić, 2003; Paunović, 2001; Stefanović et al., 2009). Укупна заузета површина процењена је на 364 km2. На свим стаништима, изузев оних на простору Косова и Метохије која нису проверавана, забележене су малобројне популације (до максимално 3 ларве/m2 речног дна). У Власинској реци и Големој реци забележен је пад бројности ларви ове врсте за 50% у периоду протеклих 10 до 12 година (табела 13, извештај 14). Према критеријумима IUCN, обе ове врсте су сврстане у категорију рањивих таксона (VU), а такође су укључене и у листу заштићених биљних и животињских врста Републике Србије (Службени гласник РС 05/2010). Читава група Plecoptera је изложена високом ризику од изумирања. На основу истраживања од стране Fochetti (1994) потврђено је да од 144 врста Plecoptera, чак 22 врсте су већ изумрле из својих водених станишта у Италији [нпр. врсте Brachiptera trifasciata (Pictet, 1832), Isoperla obscura (Zetterstedt, 1840) и Brachiptera braueri (Klapalek, 1900)]. Студијама које су спроведене на фауни Plecoptera у Србији у периоду од 1950. до 1995. године забележено је присуство 33 врста, које нису потврђене у каснијим истраживањима. Ана Петровић Докторска дисертација 126 5.2.20. Trichoptera Trichoptera су веома хетерогена група инсеката, која је према према светској чек листи (World Checklist, TWC - Morse, 2014) представљена са 13.574 врста дистрибуираних у 608 родова и 47 фамилија. Према подацима из базе (www.freshwaterecology.info) забележен је број од 1.212 врста, a на основу Faune Europea (www.faunaeuropea.org) забележено је 1.049 врста у 69 земаља. Према литературним подацима велики диверзитет овог реда инсеката је забележен у суседним земљама, па је тако чак 300 врста регистровано у Босни и Херцеговини (Radovanović, 1953, Marinković-Gospodnetić, 1975, 1978, 1980), 240 у Румунији (Arsov, 1991), 237 врста у Словенији (Urbanić, 2004), око 230 врста регистровано у Бугарској (Kumanski, 1985, 1988) и 211 врста у Мађарској (Schmeра, 2001). Нешто мањи број је забележен у Македонији, око 140 врста (Arsov, 1991) и у Хрватској 120 врста (Matoničkin, 1959; Pavletić & Matoničkin, 1972; Habdija, 1979). Подручје Косова и Метохије још увек није детаљно истражено, тако да се тренутно бележи присуство од 37 врста (Ibrahimi et al., 2012). Права истраживања Trichoptera у Србији забележена су у радовима Radovanović (1931, 1935, 1953) и Marinković-Gospodnetić (1975, 1980), који бележе 150 врста регистрованих до 1980. године. Касније су још 22 врсте нове за фауну Србије забележене (у стадијуму ларве) од стране аутора: Baračkov (1973); Konta (1997); Simić (1993); Marković (1998); Marković et al. (1998, 1999); Strahinić (2000); Živić et al. (2000a); Živić et al. (2001a). Живић и сарадници (Živić et al. 2002a,b, Živić et al., 2006a,b) износе преглед врста Trichoptera у Србији и износе податке о 186 врста у оквиру 70 родова и 19 фамилија (Živić et al., 2006a). Према подацима из базе (BAES, Simić et al., 2006) у воденим екосистемима Србије забележено је 244 таксона из ове групе инсеката. Од овог броја 208 је идентификовано до нивоа врсте, док је 36 до нивоа рода (табела 9, прилог 1). Богатство врста Trichoptera је очекивано у фауни Србије управо због велике разноврсности станишта, нарочито у брдско-планинским регионима. Од укупно 208 врста највећи број је забележен у сливном подручју Западне Мораве (125 врста), Јужне Мораве (112) и реке Тимок (84 врста) (прилог 1). Ана Петровић Докторска дисертација 127 На северу Србије постоји велика Панонска низија, која се одликује специфичним врстама станишта (велике реке, баре, канали), па је овде забележена мања разноврсност Trichoptera у односу на разноврсност у брдско-планинским регионима, тако је у реци Дунав забележено 49 врста, у Сави 31, а у Тиси само 4. У водама Србије, а на основу IUCN критеријума из групе Trichoptera 4 врсте су сврстане у категорију угрожених таксона (EN) и то врсте: Beraeodes minutus, Drusus discolor, Helicopsyche bacescui и Thremma anomalum. Ларвени облици ових врста углавном су пронађени брдско-планинским река и потоцима и одликују се ограниченим ареалом распрострањења у воденим екоситемима Србије и из тог разлога имају статус угрожених врста. На основу досадашњих налаза врсте Beraeodes minutus (Linnaeus, 1761) укупна површина коју заузима на територији Србије је свега 14 km2. Током истраживања 1993/94. године у Сврљишком Тимоку забележена је бројна полулација, али при поновним, истраживањима истих станишта нису констатоване нити ларве нити адултни облици ове врсте (Simić, 1993). Први налаз ове врсте је забележен у Радованској реци (слив Тимока) (Marinković-Gospodnetić, 1975), али каснијом провером налаз није потврђен. Врста је констатована још у Црновршкој реци (слив Тимока) и у реци Рачи (НП Тара), где су забележене популације малобројне (појединачни примерци ларви). Врста је осетљива на загађење па је тако станиште у Сврљишком Тимоку због смањења количине воде у летњем периоду и еутрофизације све мање погодно станиште за живот ларви ове врсте (Simić, 2003). Субпопулације у реци Рачи су у оквиру НП «Тара», а у Црновршкој реци у широј заштитној зони парка природе «Стара планина» (прилог 2, извештај 17). Субпопулације врсте Drusus discolor (Rambur, 1842), нађене у потоцима на Шар планини и на Копаонику на површини од 92 km2, су забележене, као малобројне свега, 2 - 4 ларве/m2 речног дна. За сада нису примећени негативни фактори на стаништима где је врста констатована. Врста је изразито хладностенотерма. Субпопулације на Шар планини и Копаонику су у оквиру истоимених Националних паркова (прилог 2, извештај 18). Први налази врсте Helicopsyche bacescui Orghidan & Botosaneanu, 1953 у рекама у сливу Јужне Мораве дефинишу јужну и југоисточну границу дистрибуције ове врсте у Србији. Западна, југозападна и северна граница дистрибуције ове врсте у Србији до скоро нису биле дефинисане. Ана Петровић Докторска дисертација 128 Према истраживањима Živić et al. (2009a) врста је пронађена на девет локалитета дуж западне границе Србије, чиме је померена њена граница распрострањења. Врста је на пет локалитета констатована на планини Златибор која представља део Динарског система (који заузима већи део Босне и Херцеговине), тако да се може очекивати да ће испитивања у Босни и Херцеговини довести до даљег проширења западне границе дистрибуције ове врсте. Бројност популација (субпопулација) у неколико станишта на подручју југоисточне Србије се према истраживањима лагано смањује. Просечна густина ларви субпопулација у горњем току Сврљишког Тимока је током 1991. године износила 22 јед./m2 речног дна, а током 2004. свега 5 јед./m2 речног дна (Simić et al., 2006). Субпопулација у горњем току реке Арнауте (слив Тимока) показује неуједначену бројност због нестанка воде из овог дела реке током сушних година. На основу налаза процењена је заузета површина на 102 km2 (прилог 2, извештај 19). На основу истраживања вероватно се првобитни ареал популације врсте Thremma anomalum Mclachlan, 1876 простирао на потоке и изворе брдско-планиског дела Србије, јужно од Саве и Дунава (Radovanović, 1931, Marinković-Gospodnetić, 1975, Filipović, 1965, Simić, 1993, Živić et al., 2001b). Ова метапопулација је сада издељена на више субпопулација од којих је најбројнија забележена у врелу Сокобањске Моравице (просечна густина ларви износила око 32 јед./m2) (Živić, 2005; Simić et al., 2006). У субпопулацијама у западнoј Србији (подручје Златибора, Таре) после провере нису нађени ни ларвени ни адултни облици ове врсте, што је узрок вероватно каптирање извора. Субпопулација на Копаонику, такође је веома проређена и нађена је у једном потоку у горњем току Лисинске реке, али су густине мале и крећу се од 1-2 јед./m2 речног дна. На основу ових налаза процењена је заузета површина од свега 27 km2 (прилог 2, извештај 20). Истраживања макрозообентоса водених екосистема у Србији указују да долази до померања западне границе ареала врсте Thremma anomalum. Наиме, поновним претраживањем станишта у Западној Србији и у северној Црној Гори на којима је раније налажена, врста није констатована (Živić et al., 2013). Локалитети у Босни и Херцеговини нису проверени, али на основу литературних података (Trožic-Borovac, 2004), као и због сличности еколошких фактора са локалитетима у Црној Гори, Živić et al. (2013) долазе до закључка да је врста вероватно нестала и са ових локалитета што говори о значајном померању западне границе њеног ареала. Ана Петровић Докторска дисертација 129 С друге стране, исти аутори су ову врсту пронашли на 17 локалитета у источној, југоисточној и јужној Србији, у деловима ареала где до сада није регистрована, а који дефинишу нову северозападну и западну границу њеног ареала. У категорију рањивих таксона (VU) за сада је сврстана само једна врста и то Wormaldia subnigra Mclachlan, 1865. Забележена је на подручју Копаоника, Сврљишког Тимока, Златибора, на стаништима у централној Србији (река Грошница) (Marinković- Gospodnetić, 1975; Baračkov, 1973; Simić, 1993). Стварни ареал ове врсте износио је 22.500 km2. Међутим, током нових истраживања (2005, 2006 и 2010. године) и провером станишта у централној Србији (Грошница), источној (Сврљишки Тимок) и западној Србији ларве и адулти ове врсте нису констатоване. С обзиром да је дошло до смањења ареала тренутна заузета површина процењена је на 122 km2. Забележене популације су малобројне посебно у потоцима на подручју Копаоника (од 3 до 25 ларви/m2 речног дна). Врста је осетљива на загађење воде и еутрофизацију (прилог 2, извештај 23). Živić et al. (2006a) наводе врсту Drusus serbicus Marinković као ендемску врсту за фауну Србије, док су врсте Crunoecia bosniaca Marinković-Gospodnetić 1970, Rhyacophila bosnica Schmid 1970 и Rhyacophila vranitzensis Marinković i Botosaneanu 1967 ендемске врсте западног Балкана. Према Лимнофауни Европе (Botosaneanu & Malicky, 1978) врста Drusus botosaneanui Kumanski 1968 је ендемска врста Источног Балкана, али појава ове врсте у Србији (на планини Копаоник у Самоковској реци и на планини Тара) мења ову тврдњу, јер поред Бугарског подручја, ареал распрострањења ове врсте протеже се на запад до сливног подручја реке Дрине (Živić et al., 2006a). Такође је забележена на стаништима на Косову (Ibrahimi et al., 2012), где је веома широко распрострањења. Недавно је врста пронађена и у Албанији (Oláh, 2010). 5.2.21. Coleoptera Глобални диверзитет акватичних Coleoptera процењен је приближно на 180.00 врста (Jach & Balke, 2008). На основу података из базе (www.freshwaterecology.info) у Европи је забележено 2.228 врста у оквиру 21 фамилије и 127 родова. Док је у европским земљама ова група инсеката прилично добро истражена, у Србији су истраживања делимична, углавном у оквиру комплексних хидробиолошких истраживања других група макрозообентоса (Baračkov, 1973; Simić, 1996; Živić et al., Ана Петровић Докторска дисертација 130 2001a,b; Paunović, 2007). Из разлога да је веома тешко прикупити ове организме (Caldara & O'Brien, 1995), за сада постоји веома мало података о налазима ове групе инсеката у воденим екосистемима Србије. На основу досадашњих података забележено је 85 таксона од којих 58 је са сигурним таксономским статусом у оквиру 13 фамилија, а осталих 27 је идентификовано до нивоа рода. Највећи диверзиет у Србији забележен је у сливном подручју Јужне и Западне Мораве (са по 41 врстом). Најбројније фамилије су Curculionidae и Elmidae са по 12 врста и Dytiscidae (10 врста) (табела 9, прилог 1). Најдетаљније је проучена фамилија Curculionidae од стране аутора Пешић (Pešić, 2000, 2004, 2006, 2012). У оквиру ове фамилије забележено је 11 врста и то воденим екосистемима у околини Крагујевца (језеро Гружа, Грошница, Шумарице и језеро Бубањ). С обзиром на слаб степен истражености ове групе инсеката до сада није примењен ниједан вид конзервације, како на глобалном тако и на локалном нивоу, што је потпуно неоправдано обзиром на њихов еколошки значај. 5.2.22. Diptera Акватичне Diptera представљају најразноврснију групу инсеката у слатководним екосистемима. На глобалном нивоу описано је до сада 33.000 слатководних врста (Balian et al., 2008). Према подацима из базе (www.freshwaterecology.info) диверзитет Diptera у Европи је представљен са 2.342 врсте у оквиру 29 фамилија и 334 родова, не укључујући фамилију Chironomidae. Глобални диверзитет фамилије Chironomidae је представљен са 4147 описаних врста у оквиру 339 родова (Ferrington, 2008). На основу досадашњих истраживања у воденим екосистемима Србије, забележено је укупно 326 таксона из 19 фамилија. Најбројнија фамилија је Chironomidae са 182 врсте са валидним таксономским статусом и 18 таксона идентификованих до нивоа рода. Осталих 126 таксона Diptera, од којих је 74 идентификовано до нивоа врсте, а чак 52 таксона до нивоа рода, забележених у оквиру 18 фамилија (табела 9, прилог 1). Ова група је истраживана током комплексних хидробиолошких истраживања са осталим групама акватичних макробескичмењака. Највише је проучена фамилија Chironomidae. У оквиру реда Diptera, фамилија Chironomidae представља групу која се карактерише широким распрострањењем и највећим диверзитетом у заједници Ана Петровић Докторска дисертација 131 макробескичмењака (Marziali et al., 2010). Од укупно 11 описаних потфамилија и 4.147 врста, у Европи је до сада забележено присуство 1.258 таксона распоређених у 8 потфамилија (Buchonomyiinae, Chironominae, Diamesinae, Orthocladiinae, Podonominae, Prodiamesinae, Tanypodinae и Telmatogetoninae). Са тако високим диверзитетом у Европи ова група одступа од устаљеног тренда повећања диверзитета од полова ка екватору, који је забележен код осталих представника заједнице макробескичмењака. На Балканском полуострву је, према литературним подацима, као и на основу података из Fauna Europaea (http://www.faunaeur.org), у Румунији забележено 403 врсте, у Мађарској 350 врста, у Бугарској 179, у Македонији 96, у Хрватској 75 и у Словенији 25. У лотичким екосистемима Србије до сада је регистровано 182 таксона из 6 потфамилија. Највећим бројем таксона одликује се потфамилија Orthocladiinae (87), следе Chironominae, са забележених 76 и Tanypodinae са 27 таксона. Са најмање таксона су присутне потфамилије Diamesinae (7), Prodiamesinae (3) и Podonomidae (1). Прва истраживања фауне хирономида су током 70-их и 80-их година двадесетог века спроведена на рекама Велика Морава, Јужна Морава, Пек и Батлава, као и на акумулацијама Грошница и Међувршје (Janković, 1976, 1978, 1981, 1983, 1998). Као резултат овог истраживања, први пут је представљен квалитативни састав заједнице хирономида по сливовима, где је највећи број врста био забележен у сливу Јужне Мораве (60 регистрованих таксона). На сливу реке Пек је установљено присуство 47, у Великој Морави 35 и сливу реке Батлава 24 таксона. Након паузе од три деценије, у сливу Јужне Моравe је у поновљеној студији 2010. године, са гушћом мрежом локалитета, идентификовано 115 таксона (Milošević et al., 2012; Milošević et al., 2013; Milošević et al., 2014). Поред тога што је у овом сливу покривен највећи опсег надморских висина, а самим тим и највећи диверзитет станишта, забележено богатство врста се мора узети у обзир са одређеном дозом опреза. С обзиром да је богатство врста у различитим регионима у високом степену повезано са различитом количином напора уложеног у описивању локалне фауне макроинвертебрата, веродостојност овог података о диверзитету је дискутабилна. На исти начин се може објаснити и низак диверзитет забележен на оним водотоковима где то није очекивано (Тимок, Тиса, Млава и Пек, Дрина и Колубара; табела 9, прилог 1). С друге стране дистрибуциони образац хирономида у низијским рекама је очекиван, са умереним вредностима богатства врста хирономида (табела 9, прилог 1). Ана Петровић Докторска дисертација 132 Узимајући у обзир литературне податке, као и непубликовани материјал, тренутна листа хирономида у Србији се састоји од 182 таксона из 6 потфамилија (табела 9). У овој студији је регистровано присуство 5 таксона нових за фауну хирономида Србије: Brillia flavifrons (Johannsen 1905), Corynoneura cf. antennalis sensu Schmid (1993), Endochironomus dispar (Meigen, 1830), Micropsectra bidentata Goetghebuer 1921, Microtendipes pedellus agg. sensu Moller Pillot (1984). Фаунистичка истраживања макробескичмењака у Србији спроводила су се под различитим околностима (величина истраживане области, учесталост узорковања, ларве или егзувије пупа). С обзиром да је фамилија Chironomidae таксономски проблематична група, сталне промене у номенклатури, са једне стране, и временски дисконтинуитет у истраживању фауне хирономида у Србији, са друге стране, доводе у питање тачност приказане квалитативне структуре заједнице хирономида. То упућује на даља истраживања у погледу студија спроведених на неистраженим водотоковима, као и корекције и ревизије свих публикованих чек листа овог подручја. 5.2.23. Heteroptera Глобални диверзитет водених Heteroptera процењује се на око 4.656 у оквиру 20 фамилија и 326 родова (Polhemus & Polhemus, 2008). На основу базе (www.freshwaterecology.info) у Европи су забележене 124 врсте из 13 фамилија и 30 родова. Фауна водених Heteroptera је недовољно проучена у Србији. Подаци су углавном фрагментисани и јављају се у фаунистичким радовима или у оквиру сложених хидробиолошких студија од стране појединих аутора (Simić, 1993; Marković et al., 1998, 1999,; Živić et al., 2001a,b, 2002c, 2002d, 2002e, 2004; Živić, 2005), али посебна пажња није посвећена овој групи организама. Према бази тренутни диверзитет ове групе у воденим екосистемима Србије представљен је са 30 таксона од којих су 22 идентификовани до нивоа врсте, а 8 до нивоа рода (табела 9, прилог 1). Од стране аутора (Protić & Živić, 2007; Protić & Živić, 2012) у оквиру хидробиолошких истраживања Јужне Мораве идентификовано је 11 врста хетероптера које су класификоване у 7 фамилија, док је у реци Ситници забележено 12 врста. Овом приликом су утврђене нове врсте за фауну Србије: Velia caprai (Tamanini 1947) и Velia affinis filippii (Tamanini 1947). Налаз врсте Aquarius najas (De Geer, 1773) је у сливу Ана Петровић Докторска дисертација 133 Јужне Мораве други налаз за Србију, јер је ова врста први пут регистрована на Ђердапу (Бољетинска река) (Protić, 1998). 5.2.24. Neuroptera и Megaloptera До сада је описано близу 370 врста ларви Megaloptera које живе у води и 73 врста у оквиру 2 фамилије које припадају акватичним представницима Neuroptera (Cover & Resh, 2008). На основу базе (www.freshwaterecology.info) у Европи је констатовано 9 врста Neuroptera у оквиру 3 фамилије и 6 врста Megaloptera. У Србији су забележене по 2 врсте из обе ове групе инсеката (табела 9, прилог 1). Ана Петровић Докторска дисертација 134 5.3. Стратегија конзервације акватичних макробескичмењака на националном нивоу Напори за развијање модела и стратегије конзервација акватичних макробескичмењака, с обзиром на њихову еколошку (ланци исхране, мониторинг, глобално загревање Tierno de Figueroa et al., 2010), али и економску улогу (користе се у исхрани, медицини, фармацији и сл), су потребни и оправдани. Једна од главних тешкоћа конзервације ове групе организама је њихова бројност, затим више или мање специфичан животни циклус, мале димензије тела за већину таксона и сл. Са друге стране, јавља се и проблем економске оправданости конзервације, због великих трошкова са једне стране и слабог разумевања друштвених структура, посебно из економске сфере, са друге стране. Осим ових потешкоћа, чињеница је и да су критеријуми за процену угрожености органских врста првобитно дизајнирани за процену ризика изумирања популације на глобалном нивоу и на тај начин често су се добијале нетачне процене када се примењују на регионалне популације (Gärdenfors, 1996). Значајан допринос у заштити врста на националном нивоу дати су у радовима Hilton-Taylor et al. (2000), Keller et al. (2005), Gärdenfors (2001) и Gärdenfors et al. (2001) где IUCN критеријумима из 1994. године додају и нове критеријуме који се више односе на класификацију угрожених врста на региналном нивоу (IUCN 2001, вер. 3.1). Иако су нови критеријуми требали да буду применљиви за већину описаних врста, заступљеност акватичних бескичмењака на глобалним и регионалним листама је и даље веома мала, у односу на друге групе организама, пре свега кичмењаке и васкуларне биљке. Док су скоро све врсте сисара, птица и водоземаца процењене на основу критеријума IUCN, само 0.5 % артропода је процењено и то, пре свега, лептири (Lewis & Senior, 2011), вилини коњици (Clausnitzer et al., 2009) и слатководни ракови (Cumberlidge et al., 2009). Овакво стање указује на пристрасност према крупнијим врстама, са једне стране због њихове способности да имају широк ареал распрострањења, а са друге због лакшег узорковања и праћења њихових популација. Дакле, садашња Црвена листа изоставља ситније организме у које спадају и акватични бескичмењаци. Ови организми често имају: специфичан животни циклус, специфичну динамику бројности популације, често мале и/или ограничене арале, па је и праћење њихових популација отежано у поређењу са крупнијим организмима. Ана Петровић Докторска дисертација 135 Поред бескичмењака и многи друге групе се суочавају са сличним потешкоћама, на пример мале зељасте биљке (Lozano et al., 2007), бриофите (Hallingbäck et al., 1998; Hallingbäck, 2007), као и гљиве и лишајеви који су такође занемарени. Према, Cardoso et al. (2011) разлози за тешку примену критеријума IUCN, када су у питању бескичмењаци, су следећи: 1) већина врста је неописана, 2) дистрибуције описаних врста су непознате, 3) бројност врста и њихове промене у простору и времену су непознате и 4) екологија и осетљивост врста на промене станишта су такође непознате. Ова четири недостатка произилазе из чињенице да основно истраживање бескичмењака, а посебно у вези са њиховом таксономијом и историјом, је дефицитарно и недовољно (Cardoso et al., 2010). Овакви недостаци отежавају прикупљање довољно информација да се врсте сврстају у једну од категорија угрожености. Међутим, чак и ако се прикупи довољно информација садашњи критеријуми нису погодни за већину бескичмењака. Аутори Cardoso et al. (2011) сматрају да је потребно да се ревидирају и модификују постојећи критеријуми како би се повећала њихова ефикасност приликом примене на врстама бескичмењака. Развијена стратегија конзервације акватичних макробескичмењака која је примењена у овом раду у многоме решава наведене тешкоће, како у научном тако и у економском смислу. Целокупна структура стратегије уклапа се у широко примењен систем IUCN категоризације угрожености таксона, али представља и нове неопходне елементе за успешну примену овог система у конзервацији акватичних макробескичмењака на локалном нивоу. Први и неопходан елемент стратегије, који је по трајању најдужи, је специјализована база података која прикупља публиковане историјске и садашње истраживачке податке о просторној и временској дистрибуцији таксона на једној географски или политички дефинисаној локалној територији (Bonada et al., 2006; Statzner et al., 2007). База као примарна основа стратегије, најпре пружа преглед укупног броја таксона акватичних макробескичмењака на неком локалном подручју. За наше подручје истраживања укупан број до сада верификованих валидних таксона акватичних макробескичмењака износи 995 (што је далеко од коначног броја). Ана Петровић Докторска дисертација 136 Примена система IUCN категоризације на оволиком броју таксона је тешка и често немогућа, не само због велике бројности већ и због огромне хетерогености података. Хетерогеност података је условљена са једне стране хетерогеношћу група, аутоекологијом појединачних таксона, животним циклусом, као и истраживачким напорима на неком подручју. Као резултат свега наведеног имамо за последицу неоправдано мали број врста акватичних макробескичмењака на глобалним, али и локалним Црвеним листама. У прилог овоме у овом истраживању, према подацима из базе, а на основу критеријума IUCN, без примењене стратегије могућа је процена за само 24 врсте макробескичмењака, што је 2.4 % од укупног броја врста конастатованих у воденим екосистемима Србије. У циљу превазилажења овог проблема, примењена стратегија предвиђа филтрирање базе, односно списка забележених таксона на основу одабраних популационо-еколошких критеријума у циљу препознавања и издвајања оних таксона који имају конзервациони значај и они се означавају као локално значајне јединице конзервације ЛЗЈК. Критеријуми не фаворизују честе таксоне, већ оне који имају особине: опадајућих популација и ареала распрострањења, као и специјализоване и осетљиве таксоне. На овај начин знатно се редукује број таксона за које је потребно даље истраживање у циљу IUCN категоризације, већ се истраживање угрожености најпре врши за оне врсте које су издвојене у процесу филтрирања базе. Стратегија даље предвиђа још већу селекцију, тако што преко модификованог модела ESHIPPO одређује ниво локалног ризика изумирања и приоритета конзервације ЛЗЈК таксона који су на основу IUCN критеријума одређени као угрожени, али и оних који су означени као DD. Еколошко оправдање за овај поступак је чињеница да локалне популације развијају специфичне адаптивне особине у односу на локалне услове станишта (Schnell et al., 2013). Са аспекта ризика од изумирања и приоритета конзервације, ова чињеница указује да таксони који имају исту категорију угрожености због специфичних еколошких фактора на локалном нивоу могу имати различит ризик од изумирања, а самим тим и приоритет конзервације (Simić et al., 2007, Klobučar et al., 2013). У прилог овоме види се да врста Protonemura meyeri, иако припада категорији EN, има III приоритет конзервације на националном нивоу, за разлику од осталих врста из групе Plecoptera које припадају категоријама CR, EN, VU, па чак и оне које су сврстане у DD имају II приоритет конзервације. Ана Петровић Докторска дисертација 137 Код Ephemeroptera 19 врста које су означене као ЛЗЈК сврстане су у категорију DD, али је помоћу стратегије било могуће одредити ниво ризика од изумирања, као и њихов приоритет конзервације на локалном нивоу. Осим за конзервацију специјског диверзитета, примењена стратегија има значаја и за очување екосистемског диверзитета. На основу стратегије одређена су сливна подручја која су центри диверзитета појединих група акватичних макробескичмењака, као и водена станишта слива Егејског мора као “hotspot” подручја ових животиња за Србију. На овај начин у еколошком, али и у економском смислу, финални резултат стратегије је, пре свега, знатно смањење броја таксона којима је конзервација неопходна на неком локалном подручју, а самим тим и велика уштеда средстава коју локалне заједнице или државе треба да издвоје за ову намену. Ана Петровић Докторска дисертација 138 6. Закључак Ана Петровић Докторска дисертација 139 На основу целокупних резултата који су изнети у овом раду, могу се донети следећи закључци: • База података под називом «Биодиверзитет акватичних екоситема Србије» BAES Ex situ омогућава преглед стања биодиверзитета акватичних екосистема Србије. Део базе доступан је глобалној мрежи на адреси http://baes.pmf.kg.ac.rs, чиме је омогућено праћење података о диверзитету врста, пре свега макробескичмењака, као и макроалги и риба у акватичним екосистемима Србије. • База података BAES садржи податке двојаког порекла. Са једне стране налазе се библиографски подаци о налазима макробескичмењака у воденим екосистемима на подручју Србије, почевши од првог налаза из 1873. године, а са друге стране су подаци о налазима макробескичмењака прикупљени током 10-годишњих комплексних хидробиолошких истраживања. • На основу података из базе припремљен је списак врста макробескичмењака забележених у воденим екосистемима Србије у периоду обухваћеном истраживањем (до 2012.). Списак тренутно чине 995 врста, које су сврстане у 23 животињске групе. • Највећи диверзитет је забележен у групама Diptera и Trichoptera, затим следе Plecoptera, Ephemeroptera Oligochaeta и Odonata. Остале групе су забележене са мањим бројем таксона. • На основу резултата истраживања одређени су центри диверзитета за поједине групе макробескичмењака. Центри диверзитета за групе Insecta, и то пре свега за групе Diptera, Trichoptera, Plecoptera и Ephemeroptera, су брдско-планинска подручја Србије, на којима се највећим делом налазе сливови Јужне и Западне Мораве. Са друге стране, раничарске реке Дунав и Сава представљају центре диверзитета следећих група акватичних макробескичмењка: Gastropoda, Bivalvia, Oligochaeta, Hirudinea, Amphipoda и Odonata. • Од укупног броја таксона констатованих у водама Србије за само 4.3% таксона је без разрађене стратегије била могућа примена критеријума IUCN. Разлог овакве ситуације су управо критеријуми који су тешко примењиви за већину бескичмењака. Највише коришћен је критеријум Б, који се односи на ареал распрострањења и заузету површину. Ово истраживање потврђује недостатке у Ана Петровић Докторска дисертација 140 примени IUCN критеријума на акватичне бескичмењаке, што је и многим студијама раније доказано. • У овој студији дат је предлог стратегије конзервације акватичних макробескичмењака, који се надовезује на категорије IUCN, али омогућава и селективност врста које имају приоритет у заштити. • Основу стратегије чине елементи чији је значај следећи: - база података указује на укупан диверзитет и просторну и временску динамику, - филтрирање базе на основу критеријума учесталости и еколошких специфичности таксона, при чему се издвајају таксони који су од локалног конзервационог значаја (локално значајне јединице конзервације – ЛЗЈК), - процена степена угрожености на основу глобалних и регионалних IUCN критеријума за таксоне са статусом ЛЗЈК и тестирање модификованог модела ESHIPPO у циљу одређивања ризика од изумирања и приоритета конзервације на локалном нивоу. • Стратегија је примењена на врстама из групе инсеката Plecoptera и Ephemeropterа, као и на декаподним раковима из фамилије Astacidae. • Применом приказане стратегије за 14 врста из групе Plecoptera и 10 врста из групе Ephemeroptera одређен је умерен ниво ризика од изумирања и II степен приоритета конзервације на националном нивоу. Према моделу ESHIPPO приоритет у конзервацији декаподних ракова има врста Astacus astacus у односу на врсту Austropotamobius torrentium. Велики број бодова по моделу указује на критичан ризик од изумирања и да врста племенитог речног рака има приоритет у очувању. • Резултати стратегије указују да врсте са истим степеном угрожености могу имати различит ниво ризика од изумирања, а самим тим и приоритет конзервације на локалном нивоу. На пример, врста Protonemura meyeri, иако припада категорији EN према IUCN критеријумима, има III приоритет конзервације на националном нивоу према ESHIPPO моделу. С друге стране, остале врсте реда Plecoptera имају II приоритет конзервације према моделу ESHIPPO, а оцењене су као CR, EN, VU или DD према IUCN критеријумима. На пример, код Ephemeroptera 19 врста које су означене као ЛЗЈК су свртане у Ана Петровић Докторска дисертација 141 категорију DD, али помоћу стратегије било је могуће одредити ниво ризика од изумирања, као и њихов приоритет конзервације на локалном нивоу. • Стратегија омогућава да се посебном анализом елемената модела „ES“ и „HIPPO“ могу издвојити фактори на локалном нивоу који највише утичу на угроженост дате врсте, па се на основу тога могу предузети економски најрационалније мере, чиме се смањују трошкови конзервације. Стратегија зато, поред научног, има и економски значај. Ана Петровић Докторска дисертација 142 7. Референце Ана Петровић Докторска дисертација 143 Adamović Ž (1949). La liste des Odonates du Muséum d’Histoire Naturelle du Pays Serbe. Bulletin du Muséum d’Histoire Naturelle du Pays Serbe, Ser. B 1-2: 75-293. Adamović Ž, Andjus Lj (1983). Odonata na području Obedske bare [Odonata in the area of Obedska Bara]. In Anonymous: Zaštita, uređivanje i unapređenje Obedske bare, Pokrajinski zavod za zaštitu prirode, Novi Sad, pp. 47-50. Adamović Ž, Andjus Lj, Mladenović A (1992). Cordulegaster heros Theischinger, 1979 in Serbia and Macedonia (Odonata: Cordulegastridae). Opuscula Zoologica Fluminensia, 101: 1-11. Adamović Ž (1993). Distribution of Odonata at Krupačko jezero, Serbia. Bulletin de l’ Académie Serbe des Sciences et des Arts, Classe des Sciences mathématiques et naturelles 106 (34): 9-22. AQEM (2002). Manual for the application of the AQEM system. A comprehensive method to assess European streams using benthic macroinvertebrates developed for the purpose of the Water Framework. Version 1.0, February 2002, 202 pp. Angelov A (2000). Mollusca (Gastropoda et Bivalvia) aquae dulcis. Catalogus faunae bulgaricae, 4. Sofia-Leiden, Pensoft & Backhuys Publishers BV, 57 pp. Arambašić M (1994). Composition and structure of mollusc fauna of the Yugoslav part of the Danube and saprobity estimation. In: Janković D, Jovičić M (eds.), The Danube in Yugoslavia: Contamination, protection and exploitation, Beograd: Institute for Biological Research Siniša Stanković, 124-130. Arndt W (1920).Untersuchungen an Bachtricladen: Ein Beitrag zur Kenntnis der Paludicolen Korsikas, Rumäniens und Siberiens. 2 pp. Arsov G (1991). Taxonomico-biocoenological analsis and altitude distribution on trichoptera larva fauna in the Zrnovska river. M.S.thesis. Faculty of Sciences, Skopje, 1–148. Atanacković A, Jakovčev-Todorović D, Simić V, Tubić B, Vasiljević B, Gačić Z, Paunović M (2011). Oligochaeta community of the main Serbian waterways. Water Research and Management, 1: 47–54. Baillie JEM, Hilton-Taylor C, Stuart SN (eds.) (2004). 2004 IUCN Red List of Threatened Species. A Global Species Assessment. IUCN, Gland, Switzerland and Cambridge, UK. Baillie JEM, Collen B, Amin R, Akçakaya HR, Butchart SHM, Brummitt N, Meagher TR, Ram M, Hilton-Taylor C, Mace GM (2008). Toward monitoring global biodiversity. Conservation Letters, 1: 18–26. Ана Петровић Докторска дисертација 144 Balian EV, Segers H, Lévèque C, Martens K (2008). The Freshwater Animal Diversity Assessment: an overview of the results. Hydrobiologia, 595: 627–637. Baračkov Z (1973). Ekološka istraživanja faune dna Grošničke reke. PMF Kragujevac. Magistarska teza, 1-100. Barber-James HM, Gattolliat JL, Sartori M, Hubbard MD (2008). Global diversity of mayflies (Ephemeroptera, Insecta) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 339–350. Baselga A (2008). Determinants of species richness, endemism and turnover in European longhorn beetles. Ecography, 31: 263-271. Bauernfeind E (2003). The mayflies of Greece (Insecta: Ephemeroptera) - A provisional check list. In: Gaino E (ed.), Research Update on Ephemeroptera and Plecoptera. Italy: The University of Perugia, pp. 99-107. Bauernfeind E, Soldán T (2012). The Mayflies of Europe (Ephemeroptera). Apollo Books, Ollerup, pp. 781. Belfiore C (1983). Efemerotteri (Ephemeroptera). Guide per il riconoscimento delle specie animali delle acque interne italiane. C.N.R., Verona 24: 106 pp. Бeшoвски ВЛ (1994). Фауна на България, 23: Insecta, Odonata. Издателство на БАН. София, pp. 372. Bogan AE (2008). Global diversity of freshwater mussels (Mollusca, Bivalvia) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 139-147. Bonada N, Doledec S, Statzner B (2007) Taxonomic and biological trait differences of stream macroinvertebrate communities between Mediterranean and Temperate regions: implications for future climatic scenarios. Global Change Biology, 13: 1658-1671. Botosaneanu L, Malicky H (1978). Trichoptera. In: Illies J. (eds.) Limnofauna Europea, Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, 333-359. Bott R (1950). Die Flusskrebse europas (Decapoda, Astacidae). Proceedings of the Senckenberg Naturalist Society, 483: 1-36. Bott R (1972). Besiedlungsgeschichte und systematik der Astacieden West-Europas unter besonderer beruchksichtigung der schweiz. Revue Suisse de Zoologie, 79: 387-408. Brennan S, Withgott J (2005). Biodiversity and conservation biology. In: Environment: The Science behind the stories. Pearson, Bewamin Cumming. San Francisco. Brinkhurst RO, Jamieson BGM (1971). Aquatic Oligochaeta of the World. 1ed. University of Toronto Press, Toronto, pp. 860. Ана Петровић Докторска дисертација 145 Brinkhurst RO, Cook DG (1974). Aquatic eartworms. In: Hart Jr CW, Fuler SLH (eds.) Pollution Ecology Frieshwater Invertebrates, academic pres, New York, pp. 143-156. Brittain JE, Castella E, Knispel S, Lencioni V, Lods-Crozet B, Maiolini B, Milner AM, Saltveit SJ, Snook DL (2003). Ephemeroptera and Plecoptera communities in glacial rivers. In: Gaino (ed.), Research Update on Ephemeroptera and Plecoptera, Italy, The University of Perugia, pp. 271- 277. Buffagni A, Belfiore C, Erba S, Kemp JL, Cazzola M (2003). A review of Ephemeroptera species distribution in Italy: gains from recent studies and areas for future focus. In: Gaino E (ed.), Research Update on Ephemeroptera and Plecoptera, Italy The University of Perugia, pp. 279-280. Caldara R, O'Brien CW (1995). Curculionidae: Aquatic weevils of China (Coleoptera). In: Jäch MA, JI L (eds), Water Beetles of China. Wien I: 389-408. Cameron WA, Larson GL (1993). Limnology of a Caldera lake influenced by hydrothermal processes. Archiv fur Hydrobiologie, 128 (1): 13-38. Cardoso P, Arnedo MA, Triantis KA, Borges PAV (2010). Drivers of diversity in Macaronesian spiders and the role of species extinctions. Journal of Biogeography, 37: 1034-1046. Cardoso P, Borges PAV, Triantis KA, Ferrández MA, Martín JL (2011). Adapting the IUCN Red List criteria for invertebrates. Biological Conservation, 144 (10): 2432-2440. Cataudella R, Puillandre N, Grandjean F (2006). Genetic analysis for conservation of Austropotamobius italicus populations in Marches Region (central Italy). Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 380-381: 991-100. Clausnitzer V, Kalkman VJ, Ramc M, Collen B, Baillie JEM, Bedjanic M, Darwall WRT, Dijkstra KB, Dow R, Hawking J, Karube H, Malikova E, Paulson D, Schütte K, Suhling F, Villanuevam RJ, Ellenrieder N, Wilson K (2009). Odonata enter the biodiversity crisis debate: The first global assessment of an insect group. Biological Conservation, 142: 1864–1869. Council of Europe (1979). ETS 104 - Convention on the Conservation of wildlife and natural habitats (Bern Convention). Cover MR, Resh VH (2008). Global diversity of dobsonflies, fishflies, and alderflies (Megaloptera; Insecta) and spongillaflies, nevrorthids, and osmylids (Neuroptera; Insecta) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 409-417. Ана Петровић Докторска дисертација 146 Crandall KA, Buhay JE (2008). Global diversity of crayfish (Astacidae, Cambaridae, and Parastacidae - Decapoda) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 295–301. Csányi B (2002). Joint Danube Survey: Investigation of the Tisza River. International Commission for the Protection of the Danube River. Csányi B, Makovinská J and Paunović M (2005) The aquatic macroinvertebrate community of the River Danube between (1942-795 km). AquaTerra Report - Project no. 505428 (GOCE) – FP6 EC Project, pp. 47. Cumberlidge N, Yeo NgPKL, Magalhães DC, Campos JC, Alvarez MR, Naruse F, Daniels T, Esser SR, Attipoe LJ, Clotilde-Ba FYK, Darwall FL, McIvor W, Baillie A, Collen JEM, Ram B M (2009). Freshwater crabs and the biodiversity crisis: Importance, threats, status, and conservation challenges. Biological Conservation, 142: 1665–1673. Curtean-Banaduc A (2010). Mayfly (Insecta, Ephemeroptera) assemblages in the Iza river/Tisa watershed (Eastern Carpathians, Romania). Transylvanian Review of Systematical and Ecological Research, 9: 141-148. Dauti E (1986). Distribucija vrsta Plecoptera na uzdužnom profilu rijeke Nerodimke. Zbornik radova PMF, Priština, 227-234. Dauti E, Ibrahimi H, Gashi A, Grapci-Kotori L (2007). Spatial and temporal distribution of Plecoptera larvae in the Prishtina River (Kosova). Entomologica Romanica, 12: 223-225. Deharveng L, D’Haese CA, Bedos A (2008). Global diversity of springtails (Collembola; Hexapoda) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 329–338. Derka T (2003). Súpis druhov vodných bezstavovcov (makroevertebrát) Slovenska- Ephemeroptera [Chceklist of Slovak aquatic macroinvertebrates – Ephemeroptera]. In: Šporka F (ed.), Vodné bezstavovce (makroevertebráta) Slovenska, súpis druhov a autekologické charakteristiky. Slovak aquatic macroinvertebrates, checklist and catalogue of autecological notes, Bratislava, Slovenský hydrometeorologický ústav, pp. 33-37. Dolédec S, Statzner B, Bournaud M (1999). Species traits for future biomonitoring across ecoregions: patterns along a human-impacted river. Freshwater Biology, 42: 737-758. Dolédec S, Olivier JM, Statzner B (2000). Accuratedescription of the abundance of taxa and their biologicaltraits in stream invertebrate communities: effectsof taxonomic and spatial resolution. Archiv für Hydrobiologie, 148: 25–43. Ана Петровић Докторска дисертација 147 Dröscher I, Waringer J (2004). Abundance and distribution of freshwater sponges (Spongillidae) in Danube floodplain waters near Vienna, Austria. (http://www.oen- iad.org/conference/docs/6_invertebrates/droescher_waringer.pdf). Đikanović V, Jakovčev-Todorović D, Nikolić V, Paunović M, Cakić P (2008). Qualitative composition of communities of aquatic macroinvertebrates along the course of the Golijska Moravica River (West-Central Serbia). Archives of Biological Sciences, 60 (1): 133-144. Đukić N (1975). Oligochaeta nekih stajaćih voda Vojvodine. Zbornik za Prirodne Nauke Matice Srpske, 48: 140-178. Đukić N (1982). Sastav faune Oligoshaeta u nekim vodama Vojvodine u zavisnosti od ekoloških faktora. Zbornik prirodnih nauka Matice Srpske, 63: 107-141. Đukić N, Maletin S, Kilibarda P, Miljanović B, Jovanović S (1986). Fauna dna u nekim kanalima hidrosistema DTD i njen značaj za ribarstvo. Godišnjak Jugoslovenskog Društva za Zaštitu Voda, 138-143. Đukić N, Maletin S, Miljanović B, Marković Z (1992). Kvalitet vode i distribucija populacija Oligochaeta u reci Đetinji. Godišnjak Jugoslovenskog Društva za Zaštitu Voda, 152- 155. Đukić N, Karaman S (1994). Qualitative and quantitative structure of the bottom fauna with a special reference to the Oligochaeta community. In: Janković D, Jovičić M (eds.), The Danube in Yugoslavia – contamination, protection and exploitation 119-123. Institute for Biological Research, Belgrade, “J. Černi” Institute for Development of Water Resources, Belgrade, commission of the Ec, Brussels. Đukić N, Miljanović B, Maletin S, Ivanc A, Zhenjun S (1996). Evaluation of Danube water quality in Yugoslavia according to Oligochaeta community. Archiv für Hydrobiologie - Supplement. 113 (10): 523–527 Đukić N, Maletin S, Tepavčević D, Miljanović B, Ivanc A (1997). Correlation between Oligochaeta community, nutrient concentration in the river Danube. Ekologija, 32 (2): 31-36. Dunn RR (2005). Modern insect extinctions, the neglected majority. Conservation Biology, 19: 1030–1036. Dunn RR, Harris NC, Colwell RK, Koh LP, Sodhi NS (2009). The sixth mass coextinction: are most endangered species parasites and mutualists? Proceedings of the Royal Society B, 276: 3037–3045. Ана Петровић Докторска дисертација 148 Džukić G (1995). Diverzitet vodozemaca i gmizavaca Jugoslavije sa pregledom vrsta od međunarodnog zančaja – U: Stevanović V, Vasić, V (eds.) Biodiverziteta Jugoslavije sa pregledom vrsta od međunarodnog značaja.- Biološki fakultet Univeziteta u Beogradu i Ecolibri, Beograd. Džukić G, Kalezić M (2004). Biodiversity of amphibians abd reptiles in the Balkan peninsula. In: Griffiths IH, Krzštofek B, Reed JM (eds): Balkan Biodiversity, Pattern and Process in the European Hotspot, 167-192. Kluwer Academic Publisher. Edington JM, Hildrew AG (1995). A revised key to the caseless caddis larvae of the British isles (with notes on their ecology), Freshwater Biological Association, Scientific publication, 53, Ambleside, pp. 173. Elliott JM, Tullett PA (1984). The status of the medicinal leech Hirudo medicinalis in Europe and especially in the British Isles. Biological Conservation, 29: 15-26. Elliot JM, Humpesch UH, Macan TT (1988). Larvae of the British Ephemeroptera: A Key with Ecological Notes. FBA Scientific Publication, 49: 1-145. Elliott JM, Kutschera U (2011). Medicinal leeches: historical use, ecology, genetics and conservation. Freshwater Reviews, 4: 21-41. EU (2000). Council Directive 92/43/EEC on the conservation of natural habitats and fauna, Annex II: animal and plant species of community interest whose conservation requires the designation of special area of conservation; Annex IV: Animal and plant species of community intereset in need for strict protection. Office for Official Publication of the European Communites, 1-19. Faller M, Hudina S, Klobučar G, Maguire I (2009). Spread of invasive spiny-cheek crayfish (Orconectes limosus) in Croatia: filling knowledge gaps and identifying confinement measures. In: Kozák P, Kouba A (eds.) Abstract Book, Future of Native Crayfish in Europe, Regional european crayfish Workshop, 7th-10th September 2009, Písek 17. Farkac J, Král D, Škorpík M (eds.) (2005). Cervený seznam ohrožených druhu Ceské republiky. Bezobratlí. List of threatened species in the Czech Republic. Invertebrates. Agentura ochrany prírody a krajiny CR, Praha, pp. 760. Ferrington LC JR. (2008). Global diversity of non-biting midges (Chironomidae; Insecta- Diptera) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 447–455. Filipović D (1954). Ispitivanja živog sveta tekućih voda Srbije. i prilog poznavanju naselja planinskog potoka Katušnice (Zapadna Srbija). SANU Institut za ekologiju i biogeografiju 5: 1-12. Ана Петровић Докторска дисертација 149 Filipović D (1968). Limnološka karakteristika izvorskog regiona Lisinskog potoka na Kopaoniku. Zbomik radova, 24: 325-337. Filipović D (1969). Faunistički sastav izvorskog regiona Crnog Timoka i njegove karakteristike. III Kongres biologov Jugoslavije, Knjiga plenarnih referatov in pouzetkov. Ljubljana, 104. Filipović D (1975). Fauna Ephemeroptera SR Srbije. Zbornik radova o entomofauni SR Srbije, SANU, 1: 211-219. Filipović D (1976). Istorijat proučavanja Ephemeroptera (Insecta) u našoj zemlji i rezultati dosadašnjih ispitivanja u Srbiji. Arhiv Bioloških Nauka, 28: 95-101. Filipović D (1979). Biogeographical and faunistcal notes on mayflies (Ephemeroptera) of SR Serbia. Proceedings of the 2nd International Conference on Ephemeroptera, pp. 211- 219. Fochetti R (1994). Plecoptera. In: Minelli A, Ruffo S. La Posta S. (eds.), Checklist delle specie della fauna italiana Calderoni, Bologna 37, pp 1-6. Fochetti R, Tierno de Figueroa JM (2006). Notes on diversity and conservation of the European fauna of Plecoptera (Insecta). Journal of Natural History, 40: 41-43, 2361- 2369. Fochetti R, Tierno de Figueroa JM (2008). Global diversity of stoneflies (Plecoptera; Insecta) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 365–377. Frank C, Jungbluth J, Richnovszky A (1990). Die Mollusken der Donau vom Schwarzwald bis zum Schwarzen Meer (Eine monographische Darstellung). Budapest, pp. 1-142. Fratini S, Zaccara S, Barbaresi S, Grandjean F, Soutly- Grosset C, Crossa G, Gherardi F (2005). Phylogeography of the threatend crayfish (genus Austropotamobius) in Italy: implications for its taxonomy and conservation. Heredity, 94: 108-118. Füreder L, Machino Y (2002). A revised key of freshwater crayfish in Europe. Berichte des Naturwissenschaftlich-Medizinischen Vereins in Innsbruck, 89: 169-178. Gachet S, Véla E, Tatoni T (2005). BASECO: a floristic and ecological database of Mediterranean French flora. Biodiversity and Conservation, 14 (4): 1023-1034. Gaino E, Rebora M, Corallini C, Lancioni T (2003). The life-cycle of the sponge Ephydatia fluviatilis (L.) living on the reed Phragmites australis in an artificially regulated lake. Hydrobiologia, 495: 127–142. Gärdenfors U (1996). Application of IUCN Red List categories on a regional scale. In: Baillie J. Groombridge B (eds.), IUCN Red List of threatened animals. World Conservation Union, Gland, Switzerland, 63-66. Ана Петровић Докторска дисертација 150 Gärdenfors U (2001). Classifying threatened species at national versus global levels. Trends in Ecology and Evolution, 16: 511-516. Gärdenfors U, Hilton-Taylor C, Mace GM, Rodriguez JP (2001). The application of IUCN Red List criteria at regional levels. Conservation Biology, 15: 1206-1212. Gaston KJ (1994). Rarity. Chapman and Hall, London. Gaston KJ (2003). The Structure and Dynamics of Geographic Ranges. Oxford University Press, Oxford. Gavrilović Lj, Dukić D (2002). Reke Srbije. Zavod za udžbenike i nastavna sredstva. Beograd, 208. Gentry AH (1988). Tree species richness of upper Amazonian forests. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 85: 156-159. Glasby JC, Timm T (2008). Global diversity of polychaetes (Polychaeta; Annelida) in freshwater. Hydrobiologia, 595:107-115. Glöer P (2002). Süsswassergastropoden Nord - und Mitteleuropas. Conchbooks, Hackenheim, 327. Glowacinski Z, Makomaska-Juchiewicz M, Polczynska-Konior G (eds.) (2002). Red List of Threatened Animals in Poland. Instytut Ochrony Przyrody PAN, Kraków. Graf DL (2013). Patterns of freshwater bivalve global diversity and the state of phylogenetic studies on the Unionoida, Sphaeriidae, and Cyrenidae. American Malacological Bulletin, 31: 135-153. Graf DL, Cummings KS (2010). Comments on the value of COI for family-level freshwater mussel systematics: a reply to Hoeh, Bogan, Heard & Chapman. Malacologia, 52(1): 191-197. Grandjean F, Gouin N, Frelon M, Soutly- Grosset C (1998). Genetic and morphological systematic studies on the crayfish Austropotamobius pallipes (Decapoda: Astacidae). Journal of Crustacean Biology, 18 (3): 549-555. Grandjean F, Bouchon D, Soutly- Grosset C (2000). Systematics of the European endengered crayfish species Austopotamobius pallipes (Decapoda: Astacidae) with a reexamination of the status of Austropotamobius berndhauseri. Journal of Crustacean Biology, 22 (3): 677-681. Griffiths RW (1991). Environmental quality assessments of the St Clair River as reflected by the distribution of benthic macroinvertebrates in 1985. Hydrobiologia, 219: 143–164. Ана Петровић Докторска дисертација 151 Habdija I (1979). Larvae of Trichoptera as indicators of ecological conditions in benthos of karst waters. Proceedings, II congress of ecologists of Yugoslavia, Zadar, 1433–1446. Hallingbäck T (2007). Working with Swedish cryptogam conservation. Biological Conservation, 135: 334–340. Hallingbäck T, Hodgetts N, Raeymaekers G, Schumacker R, Sérgio C, Søderstrøm L, Stewart N, Vana J (1998). Guidelines for application of the revised IUCN threat categories to bryophytes. Lindbergia, 23: 6–12. Hawkins BA, Field R, Cornell HV, Currie DJ, Guégan JF, Kaufmann DM, Kerr JT, Mittelbach GG, Oberdorf T, Porter EE, Turner JRG (2003). Energy, water and broad scale patterns of species richness. Ecology, 84: 3105–3117. Haybach A, Malzacher P (2003). Verzeichnis der Eintagsfliegen (Ephemeroptera) Deutschlands. Entomofauna Germanica, 6: 33-46. Heino R, Paavola R, Virtanen R, Muotka T (2005). Searching for biodiversity indicators in running waters: do bryophytes, macroinvertebrates, and fish show congruent diversity patterns? Biodiversity and Conservation, 14: 415-428. Hellawell JM (1986). Biological Indicators of Freshwater pollution and Environmental Management. In: Meleanby K (ed.), Pollution Monitoring Serries. Elsevier, Amsterdam, pp. 546. Hesse P (1923). Beiträge zur näheren Kenntnis der Familie Vithnidae. Archiv für Molluskenkunde, 55 (1–2): 1–25. Hilton-Taylor C, Mace GM, Capper RD, Collar JN, Stuart NS, Bibby JC, Pallock C, Thomson BJ (2000). Assessment mismatches must be sorted out: they leave species at risk. Nature, 404:541. Holdich DM (1992). Crayfish nomenclature and terminology: recommendations for uniformity. Finnish Fisheries Research, 14: 141-155. Holdich DM (2002). Distribution of crayfish in Europe and some adjoining countries. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 367: 611-650. Hrabě S (1981). Vodní máloštětinatci (Oligochaeta) Československa. Acta Universitatis Carolinae – Biologica, Praha, pp. 167. Hubenov Z (ed.). (1998). Entomofaunistic diversity of the National Park Central Balkan. The Bulgarian Global Enviroment Facility Biodiversity project. The United States Agency for International Development, The Government of the Republic of Bulgaria, Associates in Rural Development, Inc. Project No. DHR -0039-C-00-5070-00, p.63. Ана Петровић Докторска дисертација 152 Hutchings PA, Ponder WF (1999). Criteria for assessing and conserving threatened invertebrates. Conference Transactions of the Royal Zoological Society of New South Wales. 297–315. Hynes NBN (1967). A Key to the Adults and Nymphs of the British Stoneflies (Plecoptera), Scientific Publication 17, Ambleside, UK: Freshwater Biological Association. Ibrahimi H, Kučinić M, Gashi A, Grapci Kotori L (2012). The caddisfly fauna (Insecta, Trichoptera) of the rivers of the Black Sea basin in Kosovo with distributional data for some rare species. Zookeys, 182: 71–85. ICPDR WFD Roof Report (2004). The Danube River Basin. Part A – Basin-wide overview. International Commission for the Protection of the Danube River (ICPDR) in cooperation with the countries of the Danube River Basin District. Ikonomov P (1959). Ephemeroptera na Makedoniija - sistematika i faunistika. Doktorska disertacija, Prirodno-matematički fakultet, Skoplje. Ikonomov P (1960). Die verbreitung der Ephemeroptera in Mazedonien. Acta Musei Macedonici Scientiarum Naturalium, 3: 1-73. Ikonomov P (1962). Baetidae (Ephemeroptera) na Makedonija. Faculty Sciences Natural University Skopje, Annales Biologii, 1: 83-140. Ikonomov P (1986). Nov prilog kon poznavanieto na plekopterite (Insecta, Plecoptera) na Makedonija. Fragmenta Balcanica Musei Macedonici Scientiarum Naturalium, 13: 1-9. Illies J (1978). Limnofauna Europaea. Gustav Fisher Verlag, Stuttgart, pp. 532. IUCN (2001). IUCN Red List Categories and Criteria version3.1. IUCN (2012). The IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.2. . Downloaded on 17 October 2012. IUCN (2013). The IUCN Red List of Threatened Species. Version 2013.1. Available from (accessed 01 June 2013) Izveštaj o stanju životne sredine u Republici Srbiji za 2011. godinu (http://www.sepa.gov.rs). Jäch MA, Balke M (2008). Global diversity of water beetles (Coleoptera) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 419–442. Jakovčev D (1983). Prilog poznavanju Oligohetne faune triju pritoka Južne Morave. Drugi simpozijum o fauni SR Srbije, Beograd. Zbornik radova, 47-50. Ана Петровић Докторска дисертација 153 Jakovčev D (1984). Die Oligochaeten in den benthos Gemeinshafen der Južna Morava in Bezung auf die Verschmutzungs Bedingungen. 24. Arbeitstagung der IAD, SIL, Szentendre/Ungarn, Wissenschaftliche curzreferate, pp. 155-198. Jakovčev D (1986). Prilog poznavanju Oligohetne faune u slivu Velikog Timoka. Biosistematika, 12 (1): 67-77. Jakovčev D (1989). Saprobiološka analiza reke Save na osnovu faune dna u okviru Beogradskog regiona. Zbornik radova na savetovanju "Rijeka Sava, zaštita i korišćenje voda", JAZU, 442-445. Jakovčev D, Marković Z (1989). Oligohetna fauna reke Đetinje. III Simpozijum o fauni SR Srbije, Beograd, Uvodni referati i rezimei, 24. Jakovčev D, Kalafatić V, Martinović-Vitanović V (1995). Diverzitet oligoheta (Oligochaeta) kopnenih voda Jugoslavije sa pregledom vrsta od međunarodnog značaja. U: Stevanović V, Vasić V (eds.), Biodiverzitet Jugoslavije sa pregledom vrsta od međunardnog značaja. Biološki fakultet i Ecolibri, Beograd. Jakovcev-Todorovic D, Djikanovic V, Miloševic S, Cakic P (2006a). A new record of Haplotaxis gordioides (Hartmann, 1821) (Oligochaeta, Annelida) in the benthocenoses of a potamon-type river (Sava river, Serbian sector). Archives of Biological Sciences, 58 (4): 249-252. Jakovčev-Todorović D, Đikanović V, Milošević S, Cakić P (2006b). Discovery of Polychaete species Manayunkia caspica (Annenkova, 1929) in the Serbian sector of the Danube. Archives of Biological Sciences 58(4): 35-36. Janković M (1976). Ispitivanje naselja Chironomidae Peka posle zagađenja rudničkom jalovinom. Archives of Biological Sciences, 28 (3-4): 153-160. Janković M (1978). Fauna Chironomidae (Diptera, Nematocera) Jugoslovenskog dela Dunava i njegovog plavnog područja i karakteristike zajednica koje njihove larve obrazuju na različitim staništima. Zbornik radova o entomofauni SR Srbije 2, SANU, Beograd, 29-89. Janković M (1981). Sastav i struktura faune Chironomidae (Diptera) donjeg toka Save. Glas CCCXXIX, SANU, 48: 111-120. Janković M (1983). Proučavanje Chironomidae (Diptera) sliva Velikog Peka. Zbornik radova o fauni SR Srbije, 2, SANU, Beograd, 55-146. Janković M (1987). Stanje faune dna Velikog Timoka u uslovima datog zagađenja. Glas CCCXLIX, SANU, 51, 92-106. Ана Петровић Докторска дисертација 154 Janković M (1998). Fauna Chironomidae Velike Morave, Zbornik radova o fauni SR Srbije, 5, SANU, 106-139. Jennings S, Greenstreet SPR, Reynolds JD (1999). Structural change in an exploited fish community: a consequence of differential fishing effects on species with contrasting life histories. Journal of Animal Ecology, 68 (3): 617–627. Jovanović B (1990). Prilog poznavanju faune Gastropoda (Molusca) Deliblatske peščare. Bulletin of Natural History Museum, 45: 21-26. Jovanović B (1995). Vodeni puževi (Gastropoda, Mollusca) područja Bora. III naučno- stručni skup o prirodnim vrednostima i zaštiti životne sredine, Zborni radova "Naša ekološka istina", 337-341. Jović M (2002). Odonata fauna of the lake Trešnja and Karagača brook. Belgrade University, Faculty of Biology, Belgrade. Jović M, Andjus Lj (2003). Epitheca bimaculata (Charpentier) recorded from Serbia again (Odonata: Corduliidae). Opuscula Zoologica Fluminensia, 214: 1-7. Jović A, Paunović M, Stojanović B, Milošević S, Nikolić V (2006). Aquatic invertebrates of the Ribnica and Lepenica rivers: composition of the community and water quality. Archives of Biological Sciences, 58 (2): 115–119. Jović M, Santovac S, Andjus Lj (2008). Leucorrhinia caudalis (Charpentier,1840) a new or an ex dragonfly species in Serbian fauna? Bulletin of the Natural History Museum, 1: 161-171. Jović M, Andjus Lj, Santovac S (2009). New data on some rare and poorly known Odonata species in Serbia. Bulletin of the Natural History Museum 2: 95-108. Kaćanski D (1976). A preliminary report of the Plecoptera fauna in Bosnia and Herzegovina (Yugoslavia). Proceedings of the Biological Society of Washington, 88: 419-422. Kalafatić V, Jakovčev D, Martinović-Vitanović V (1999). The first record of Haplotaxis gordioides (Hartman, 1821) (Oligochaeta, Annelida) in the oligochaetous fauna of Serbia, Yugoslavia. Contribution to the Zoogeography and Ecology of the Eastern Mediterranean Region 1, 243-250. Kålås JA, Viken Å, og Bakken, T. (red.) (2006). Norsk Rødliste 2006 – 2006 Norwegian Red List. Artsdatabanken, Norway. Kalkman JK, Clausnitzer V, Dijkstra KDB, Orr AG, Paulson DR, Tol VJ (2008). Global diversity of dragonflies (Odonata) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 351–363. Ана Петровић Докторска дисертација 155 Karaman G (1995). Diverzitet Amphipoda (Crustacea) Jugoslavije sa pregledom vrsta od međunarodnog značaja. In: Stevanović V, Vasić V (eds.), Biodiverzitet Jugoslavije sa pegledom vrsta od međunarodnog značaja, Biološki fakultet i Ekolibri, Beograd, pp. 319-328. Karaman G (2000). Amphipoda (Crustacea) in the caves of Serbia, Crna Gora (Montenegro). Zbornik radova Ekološka istina, VIII naučno-stručni skup o prirodni vrednostima i zaštiti prirodne sredine, 446-451. Karaman G (2002). Novi podaci o fauni Amphipoda istočne Srbije i drugih delova Balkana. Prilog poznavanju Amphipoda). X naučno-stručni skup o prirodnim vrednostima izaštiti prirodne sredine, Zbornik radova „Ekološka istina“, 21-24. Karaman JB (2001a). Prilog poznavanju slatkovodnih puževa (Gastropoda, Mollusca) u jugoslovenskom delu Dunava. - Zbornik radova Ekološka istina, IX Naučno-stručni skup o prirodnim vrednostima i zaštiti prirodne sredine, Donji Milanovac, 304-309. Karaman JB (2001b). Fauna Gastropoda (Mollusca) u plavnim zonama reke Tamiš. Naučni skup "Zasavica 2001", Zbornik radova, 196-200. Karaman JB, Živić I (2001). Fauna Gastropoda (Mollusca) nekih fruškogorskih potoka (Vojvodina, Srbija). Naučni skup "Zasavica 2001", Zbornik radova, 201-207. Karaman ЈB, Karaman G (2007). Catalogus of the freshwater snails (Mollusca, Gastropoda) of Serbia. Crnogorska Akademija Nauka i Umjetnosti, Glasnik Odjeljenja prirodnih nauka, 17: 167-222. Karaman ЈB (2012). Fauna of Gastropoda (Mollusca) in Fruška Gora mountain, Vojvodina (Serbia). Natura Montenegrina, Podgorica, 11 (1): 7-34. Karaman МS (1929). Die Potamobiiden Jugoslawiens. Glasnik Zemaljskog Muzeja, Sarajevo, 41: 147-150. Karaman MS (1961). Slatkovodni rakovi Jugoslavije: Publikacije Stručnog udruženja za unapređenje slatkovodnog ribarstva Jugoslavije, 3: 1-33. Karaman MS (1963). Studie der Astacidae (Crustacea, Decapoda) II. Teil. Hydrobiologia, 22: 111-132. Kaufman DM, Willig MR (1998). Latitudinal patterns of mammalian species richness in the New World: the effects of sampling method and faunal group. Journal of Biogeography, 25: 795-805. Keller V, Zbinden N, Schmid H, Volet B (2005). A case study in applying the IUCN “regional guidelines” for national red lists. Conservation Biology, 19: 1827–1834. Ана Петровић Докторска дисертација 156 Klapalek F (1898). Zapravao neuropteran chapseudo neuropterach sbironych u Bosne a Hercegovine. Vestnik Ceske Akad Cisare Frantiska Josefa, 7: 126-134. Klapalek F (1906). Prispck ke znalosti fauny Neuropteroid Chmvatska, Slavonska izemisousednich. Vestnik Ceske Akad Cisare Frantiska Josefa, 15: 1-8. Koh L, Dunn RR, Sodhi NS, Colwell RK, Proctor HC, Smith VS (2004). Species coextinctions and the biodiversity crisis. Science, 305: 1632–1634. Kohaut R (1896). A Magyarorszagi szitakötö-felek Termeszetrajza (Libellulidae auct. Odonata Fabr.). Societas Scientiarum Naturalium Hungarica, Budapest, pp. 76. Komarek J (1919). Ueber höhlenbewohneude Tricladen du balkanischen Karste. Archves of Hydrobiologia, 12: 822-828. Konta S (1997). Analiza uticaja ekoloških faktora na makrozoobentos Lomničke reke. Magistarska teza, Biološki fakultet Univerziteta u Beogradu, Srbija. Kovács T, Bauernfeind E (2003). Checklist of the Hungarian mayfly fauna (Ephemeroptera). Folia Entomologiga Hungarica, 64: 69-84. Kozlowski G (2008). Is the global conservation status assessment of a threatened taxon a utopia? Biodiversity and Conservation, 17: 445–448. Kryštufek B (2004). A quantitative assessment of Balkan mammal diversity. In: Griffiths IH, Krzštofek B, Reed JM (eds.), Balkan Biodiversity, Pattern and Process in the European Hotspot, Kluwer Academic Publisher, 79-133. Kumanski KP (1985). Trichoptera, Annulipalpia. Fauna na Balgaria, 15: 1-244. Kumanski KP (1988). Trichoptera, Integripalpia. Fauna na Balgaria, 19: 1-354. Kutuzović DH, Kutuzović BH (2013). Checklist of the earthworm fauna of Croatia (Oligochaeta: Lumbricidae). Zootaxa, 3710 (1): 1-30. Lake PS (1980). Conservation. In: Williams WD (ed.), An ecological basis for water resources management. Australian National University Press: Canberra. Lamoreux J, Akçakaya HR, Bennun L, Collar NJ, Boitani L, Brackett D, Bräutigam A, Brooks TM, Fonseca GAB, Mittermeier RA (2003). Value of the IUCN Red List. Trends in Ecology and Evolution, 18: 214–215. Largiadèr CR, Herger F, Lörtscher M, Scholl A (2000). Assessment of natural and artificial propagation of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes species complex) in the Alpine region with nuclear and mitochondrial markers. Molecular Ecology, 9: 25- 37. Ана Петровић Докторска дисертација 157 Lei FM, Qu YH, Tang QQ, An SC (2003). Priorities for the conservation of avian biodiversity in China based on the distribution patterns of endemic bird genera. Biodiversity and Conservation, 12: 2487-2501. Lévêque C, Balian EV, Martens K (2005). An assessment of animal species diversity in continental water systems. Hydrobiologia, 542: 39–67. Lewis, O.T., Senior, M.J.M. (2011). Assessing conservation status and trends for the world’s butterflies: the Sampled Red List Index approach. Journal of Insect Conservation, 15: 121–128. Llisický M J (1991). Mollusca Slovenska (Mollusca of Slovakia). Veda, Bratislava, 344. Lock K, Geothalm PLM (2011). Distribution and ecology of the mayflies (Ephemeroptera) of Flanders (Belgium). Annales de Limnologie/International Journal of Limnology, 47: 159-165. Lozano FD Saiz JCM, Ollero HS, Schartz MW (2007). Effects of dynamic taxonomy on rare species and conservation listing: insights from the Iberian vascular flora. Biodiversity and Conservation, 16: 4039–4050. Ložek V (1956). Klič československych měkkyšů. Vydavatelstvo Slovenskej akademie vied, `Bratislava, pp. 435. Macan TT, Douglas Cooper R (1994). A Key to the British Fresh - and Brackishwater Gastropods with notes on their ecology. Freshwater Biological Association, Scientific Publication, 13, Reprinted fourth edition, Ambleside, pp. 46. Mace GM, Lande R (1999). Assessing Extinction Threats: Toward a Reevaluation of IUCN Threatened Species Categories. Conservation Biology, 5 (2): 148-157. Mace GM, Collar NJ, Gaston KJ, Hilton-Taylor C, Akçakaya HR, LeaderWilliams N, Milner-Gulland EJ, Stuart SN (2008). Quantification of extinction risk: IUCN’s system for classifying threatened species. Conservation Biology, 22: 1424-1442. Maguire I, Klobucar G (2003). Appearance of Orconectes limosus in Croatia. Crayfish News, 25 (3):7. Maguire I, Gottstein-Matočec S (2004). The distribution pattern of freshwater crayfish in Croatia. Crustaceana, 77 (1): 25-47. Manconi R, Pronzato R (2008). Global diversity of sponges (Porifera: Spongillina) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 27–33. Mann K H, Watson EV (1964). A Key to the British Freshwater Leeches. Freshwater Biological Association Scientific Publication, 14, Second edition, Ambleside, pp. 50. Ана Петровић Докторска дисертација 158 Marinković-Gospodnetić M (1975). Fauna Trichoptera SR Srbije. Zbornik radova o entomofauni SR Srbije, 1: 219–236. Marinković-Gospodnetić M (1978). Some characteristris of the Yugoslavia fauna of Trichoptera. Proc. of the 2nd Int. Symp. on Trichoptera. Junk, the Hugue, 3540. Marinković-Gospodnetić M (1980). Fauna Trichoptera SR Srbije. SANU, Odeljenje prirodnih nauka. Zbornik radova o fauni SR Srbije, 1: 71-84. Marković Z, Janković M (1989). Fauna Ephemeroptera reke Djetinje. III Simpozijum o fauni SR Srbije. Uvodni referati i rezimea, 29. Marković Z (1995). Reka Đetinja. Makrozoobentos u oceni kvaliteta vode. Ministarstvo za zaštitu životne sredine Republike Srbije, Beograd, 117. Marković Z, Miljanović B (1995). Macrozoobenthos of the Kriveljska Reka river. Book of abstracts “Naša ekološka istina”, 221–225. Marković Z, Mitrović-Tutundžić V (1997). Fauna Ephemeroptera izvorišta Dubašnice, Naša Ekološka istina, V Naučno stručni skup o prirodnim vrednostima i zaštiti životne sredine. Zbornik radova, pp. 294-298. Marković Z (1998). Izvori brdsko-planinskih područja Srbije, ekološka studija makrozoobentosa. Biološki fakultet Univerziteta u Beogradu, 318. Marković Z, Miljanović B, Mitrović-Tutundžić V (1998). Makrozoobentos kao pokazatelj kvaliteta vode reke Jablanice. Godišnjak Jugoslovenskog društva za zaštitu voda. Zbornik radova, 369-372. Marković Z, Miljanović B, Mitrović -Tutundzić V (1999). Macrozoobenthos as an indicator of the Kolubara Reka river water quality. Annual proceedings of the Yugoslav society for water protection, 261–266. Marković Z, Živić I (2002). Fauna of Ephemeroptera in the running waters of West Serbia. Archives of Biological Sciences, 54: 117-124. Martin P, Ansemil EM, Pinder P, Timm T, Wetzel MJ (2008). Global diversity of oligochaetous clitellates (‘‘Oligochaeta’’; Clitellata) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 117–127. Martín-López B, González JA, Montes C (2011). The pitfall-trap of species conservation priority setting. Biodiversity and Conservation, 20: 663–682. Martinović-Vitanović V, Kalafatić V, Jakovčev D, Paunović M, Martinović MJ (1998). The Veternica river – composure and structure of biocenosis, saprobiological status and quality of water. Ecologica 5: 22–28. Ана Петровић Докторска дисертација 159 Marziali L, Lencioni V, Rossaro B (2010). Chironomids (Diptera: Chironomidae) from 108 Italian Alpine springs. Verhandlungen der Internationalen Vereinigung für theoretische und angewandte Limnologie, 30: 1467–1470. Matoničkin I, Pavletić Z, Zunjić K, Habdija I (1975). Ecosystem of the Piva river and biological valorization of its waters. Archives of Republ. Institute for Natural Protection – Museum of Natural Protection Titograd, 8: 61–79. Matoničkin I (1959). Trihopter fauna and its relation to the speed of water in seder pools and their rapids. Biological archives, 12: 3–4, 97–104. McCall PL, Soster FM (1990). Benthos respons to disturbance and Western Lake Erve: Regional faunal surveys. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 47: 1996 -2009. McNeely JA, Miller KR, Reid WV, Mittermeier RA, Werner TB (1990). Conserving the World's Biological Diversity. IUCN, World Resources Institute, Conservation International, WWF-US and the World Bank: Washington, DC. Merritt RW, Cummins KW (1996). An Introduction to the aquatic Insects of North America. Dubuque, Iowa: Kendall-Hunt. Metcalfe JL (1989). Biological water quality assessment of running waters based on macroinvertebrate communities: history and present status in Europe. Environmental Pollution, 60: 101-139. Michaelis FB (1986). Conservation of Australian aquatic fauna. In: De Deckker P, Williams WD (eds.), Limnology in Australia. CSIRO Dr W. Junk Publishers: Melbourne, Australia Dordrecht, The Netherlands, pp. 600-613. Mikuska J, Gec D (1970). Prilog proucavanju Faune Pijavcica (Hirudinea) plavnog prodrucja Rijeke Dunava u Baranji. Ekologija, 5: 225-233. Miljanović B, Đukić N (1989). Fauna Oligochaeta kao indikator kvaliteta vode reke Tamiš. Zbornik Matice Srpske za prirodne nauke, 77: 167-179. Miljanović B (2001). Makrozoobentos reka Kolubare, Obnice i Jablanice. Biblioteka Academia, Beograd,pp. 80. Miljanović B, Maletin S, Đukić N, Marković Z, Teodorović I, Ivanc A, Živić N (2001). Biodiverzitet hodrobionata sliva reke Šumanke. IX naučni skup o prirodnim vrednostima i zaštiti životne sredine "Ekološka istina", Donji Milanovac. Zbornik radova, pp. 320-324. Ана Петровић Докторска дисертација 160 Miljanović B, Jurca T, Novaković A (2003). Analiza faune dna. Nautičko ekološko istraživanje "Tisa 2002". I.K. "Tiski cvet", urednik Milan Knežev, NoviSad, pp 42-51. Miljanović B, Živić N, Đukić N, Stešević D, Miljanović M (2004). Macrozoobentos of Borac reservior, the River Vrbas and its tributaries. 35 Conference IAD, Novi Sad, Serbia and Montenegro, Limnological reports, 35, pp. 331-388. Miljanović B, Cvejić V, Živić N, Puzić G (2005). Procena kvaliteta vode Čerevićkog potoka na osnovu Makrozzobentosa. Zaštita životne sredine gradova i prigradskih naselja, "Eko-konferencija 2005", Novi Sad, pp 147 – 153. Miljanović B (2006). Biodiverzitet akvatičnih Oligochaeta, njihova distribucija i određivanje ekoregiona u AP Vojvodini. Univerzitet u Novom sadu. Prirodo-matematićki fakultet. Doktorska disertacija, 1-185. Miller RM, Rodríguez JP, Aniskowicz-Fowler T, Bambaradeniya C (2006). Extinction risk and conservation priorities. Science, 313: 441. Miller RM, Rodríguez JP, Aniskowicz-Fowler T, Bambaradeniya C (2007). National threatened species listing based on IUCN Criteria and Regional Guidelines: current status and future perspectives. Conservation Biology, 21: 684–696. Milošević Dj, Simić V, Stojković M, Živić I (2012). Chironomid faunal composition represented by taxonomic distinctness index reveals environmental change in a lotic system over three decades. Hydrobiologia, 683 (1): 69-82. Milošević Dj (2013). Larve familije Chironomidae (Diptera, Insecta) sliva Južne Morave i njihova primena u proceni ekološkog statusa tekućih vodenih ekosistema. Doktorska disertacija. Univerzitet u Kragujevcu, Prirodno-matematički fakultet, 1-131. Milošević Dj, Simić V, Stojković M, Čerba D, Mancev D, Petrović A, Paunović M (2013). Spatio-temporal pattern of the Chironomidae community: toward the use of non-biting midges in bioassessmentprograms. Aquatic Ecology, 47: 37-55. Milošević Dj, Stojković M, Čerba D, Petrović A, Paunović M, Simić V (2014). Different aggregation approaches in the chironomid community and the threshold of acceptable information loss. Hydrobiologia, 727 (1): 35-50. Mittermeier RA, Robles-Gil P, Hoffmenn M, Pilgrim JD, Brooks TB, Mittermeier CG, Lamoreaux JL, Fonseca GAB (2004). Hotspots Revisited: Earth’s Biologically Richest and Most Endangered Terrestrial Ecoregions. CEMEX, Mexico Sity, Mexico. Moor FC, Ivanov VD (2008). Global diversity of caddisflies (Trichoptera: Insecta) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 393–407. Ана Петровић Докторска дисертација 161 Morse JC (ed.) 2014. Trichoptera World Checklist. http://entweb.clemson.edu/database/trichopt/index.htm Mosely ME, Kimmins DE (1953). The Trichoptera (caddisflies) of Australia and New Zealand. British Museum Natural History. London. Mouthon J (1996). Molluscs and biodegradable pollution in rivers: proposal for a scale of sensitivity of species. Hydrobiologia, 317: 221-229 Mrázek A (1904). Ergebnisse einer von Dr. Al. Mrázek im J. 1902 nach Montenegro unternommenen Sammelreise.Vĕstnik královské České Společnosti Náuk, Třída mathematicko-přirodovĕdecká, for 1903 (15). Murányi D (2008). The Stonefly (Plecoptera) fauna of Montenegro. ISEM3 – 3rd International Symposium of Ecologists of Montenegro, Herceg Novi, 7-10 October 2008. New TR (1984). Insect conservation - an Australian perspective. Dr W. Junk Publishers: Dordrecht, The Netherlands. New TR, Sands DPA (2003). The listing and de-listing of invertebrate species for conservation in Australia. Journal of Insect Conservation, 7: 199–205. Nilsson A (1997). Aquatic Insects of North Europe. A taxonomic Handbook Vol. 2. Apoll Books, Steenstrup, pp. 440. Oláh J (2010). New species and new records of Palaearctic Trichoptera in the material of the Hungarial Natural History Museum. Annales Historico-Nasturales Musei Nationalis Hungarici, 102: 65–117. Olias M, Weihrauch F, Bedjanič M, Hacet N, Marinov M, Šalamun A (2007). Lestes parvidens and L. viridis in southeastern Europe: a chorologicalanalysis (Odonata: Lestidae). Libellula, 26 (3/4): 243-272. OTA 1987. Tehnologies to Maintaine Biological Diversity.- Washington, D. C.: Office of Technology Assesment, U. S. Congress, OTA-F-330 U. S. Government Printing Office. Palmer MA (1992). Incorporating lotic meiofauna into our understanding of faunal transport processes. Limnology and Oceanography, 37 (2): 329-341. Paunović M, Kalafatić V, Jakovčev D, Martinović-Vitanović V (1997). Periphyton and Benthos of the Vlasina River. 32. Konferenz der IAD, SIL, Wien, Wissenschaftliche Referate, 193-198. Paunović M, Kalafatić V, Martinović JM, Jakovčev D, Martinović-Vitanović V (1999). Reka Vlasina - kvalitet vode, procena ugroženosti i zaštita. Zbornik radova, 28. Konferencija o aktuelnim problemima zaštite voda “Zaštita voda 1999”, 37-46. Ана Петровић Докторска дисертација 162 Paunović M (2001). Prostorna i vremenska dinamila makrozoobentosa reke Vlasine. Biološki fakultet, Univerzitet u Beogradu. Magistarska teza, 1-200. Paunović M, Kalafatić V, Jakovčev D, Martinović-Vitanović V (2003). Oligochaetes (Annelida, Oligochaeta) of the Vlasina River (South-East Serbia): diversity and distribution. Biologia, 58: 903-911. Paunović M (2004). Qualitative composition of the macroinvertebrate communities in the Serbian sector of the Sava River. In: Proceedings of the 35th IAD Conference, Limnological reports, 35: 349-354. Paunović M, Cakić P, Hegedis A, Kolarević J (2004). A report of Eriocheir sinensis (H. Milne Edwards, 1854) [Crustacea: Brachyura: Grapsidae] from the Serbian part of the Danube River. Hydrobiologia, 529: 275-277. Paunović M, Simić V, Cvijan M, Simonović P, Milutinović B, Knežević S, Stojanović B, Veljković A (2005a). Tipologija i definisanje referentnih uslova za tekuće vode Srbije. Studija. Ministarstvo nauke i zaštite životne sredine Republike Srbije, Uprava za zaštitu životne sredine i Institut za biološka istraživanja “Siniša Stanković”, Beograd. Paunovic M, Simic V, Jakovcev-Todorovic D, Stojanovic B (2005c). Results on macroinvertebrate community investigation in the Danube River in the sector upstream the Iron Gate (1083-1071 km). Archive of Biological Sciences, 57 (1): 57-63. Paunović M, Simić V, Simonović P, Cvijan M, Subakov G, Simić S, Stojanović B, Petrović A, Gačić Z (2005b). Biološki elementi u procesu primene Direktive o vodama EU za područje Srbije. Institut za biološka istraživanja “Siniša Stanković”, Beograd, pp. 254. Paunović M, Jakovčev-Todorović D, Simić V, Stojanović B, Veljković A (2006a). Species composition, spatial distribution and temporal occurrence of mayflies (Ephemeroptera) in the Vlasina river (southeast Serbia). Archives of Biological Sciences, 58: 37-43. Paunović M, Jakovčev-Todorović D, Simić V, Stojanović B, Petrović A (2006b). Trophic relations between macroinvertebrates in the Vlasina river (Serbia). Archives of Biological Sciences, 58: 105-114. Paunović M (2007). Struktura zajednica makroinvertebrata kao indikator tipova tekućih voda Srbije. Doktorska disertacija. Biološki faluktet, Univerzitet u Beogradu, pp. 134. Paunović M, Jakovčev-Todorović D, Simić V, Stojanović B, Cakić P (2007). Macroinvertebrates along the Serbian section of the Danube River (stream km 1429- 925). Biologia, Bratislava 62 (2): 1-9. Ана Петровић Докторска дисертација 163 Paunović M, Borković S, Pavlović S, Saičić Z, Cakić P (2008). Results of the 2006 Sava survey – aquatic macroinvertebrates. Archives of Biological Sciences, 60 (2): 265-271. Paunović M, Tomović J, Kovačević S, Zorić Žganec K, Simić V, Atanacković A, Marković V, Kračun M, Hudina S, Lajtner J, Gottstein S, Lucić A (2012b). Macroinvertebrates of the Natural Substrate of the Sava River – Preliminary Results. Water Research an Management, 2 (4): 33-39. Paunović M, Csányi B, Simić V, Đikanović V, Petrović A, Miljanović B, Atanacković A (2010). Struktura zajednice vodenih makrobeskičmenjaka reke Dunav i njenih pritoka kroz Srbiju. In: Simonović P, Simić V, Paunović M, Simić S (eds.), The Danube in Serbia Dunav kroz Srbiju. JDS I, 183-205. Paunović M, Tubić B, Kračun M, Marković V, Simić V, Zorić K, Atanacković A (2012a). Ecoregions delineation for the territory of Serbia. Water Research and Management, 2: 65-74. Pavlova M, Ihtimanska M, Dedov I, Biserkov V, Uzunov Y, Pehlivanov L (2013). New Localities of Theodoxus transversalis (C. Pfeiffer, 1828) within European Natura 2000 Network on the Islands of the Lower Danube River. Acta Zoologica Bulgarica, 65 (1): 121-123. Pavlović S, Milošević S, Borković S, Simić V, Paunović M, Žikić R, Saičić Z (2006). A report of Orconectes (faxonius) limosus (Rafinesque, 1817) [Crustacea: Decapoda: Astacidea: Cambaridae: Orconectes: Subgenus faxonius] in the Serbian part of the river Danube. Biotechnology and Biotechnological Equipment, 20 (1): 53. Pescador ML, Rasmussen AK, Harris SC (1995). Identification manual for the caddisfly (Trichoptera) larvae of Florida. State of Florida, Department of Environmental Protection, Division of Water Facilities, Tallahassee, pp. 132. Pešić S (2000). Weevils (Coleoptera: Curculionoidea) of the lakes of Kragujevac (first communication). Acta entomologica Serbica, 5 (1/2): 13-28. Pešić S (2004). Weevils fauna (Coleoptera: Curculionoidea) of Gruža Reservoir (Central Serbia). Kragujevac Journal of Science, 26: 115-130. Pešić S (2006). Eutrophication and aquatic weevils (Coleoptera, Curculionidae). Kragujevac Journal of Science, 28, 129-138. Pešić S (2012). Aquatic weevil (Coleoptera: Curculionoidea) assembly response to the different ecological conditions in artificial lakes in central Serbia. Archives of Biological Sciences 64 (4): 1523-1531. Ана Петровић Докторска дисертација 164 Petrović A, Simić V, Paunović M, Stojanović B (2006). A new records of Epeorus yougoslavicus (Šamal, 1935) [Ephemeroptera] in Serbia and Montenegro. Biotechnology & Biotechnological Equipment, 20 (2): 67-71. Petrović A, Rajković M, Simić S, Maguire I, Simić V (2013). Importance of genetic characteristics in the conservation and management of crayfish in Serbia and Montenegro. Bulgarian Journal of Agricultural Science, 19 (5): 1095-1106. Petrović A, Milosević Dj, Paunović M, Simić S, Djordević N, Stojković M, Simić V (2014). New data on distribution and ecology of mayflies larvae (Insecta: Ephemeroptera) of Serbia (Central part of Balkan Peninsula). Turkish Journal of Zoology, DOI: 10.3906/zoo-1304-2. Pfleger V (2000). A field guide in colour to Molluscs. Silverdale Books. Prague, pp. 216. Pil N, Timotić D, Dobretić V (2009). Monitoring of the Tisza mayflower (Palingenula longicauda Olivier, 1791) in Serbia. Protection of Nature, 60: 245-252. Pillot HKMM (2009). Chironomidae Larvae of the Netherlands, adjacent lowlands: biology, ecology of the chironomini. KNNV Publishing, Zeist, pp. 144. Plante C, Downing JA (1989). Production of freshwater invertebrate pollution in lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 46: 1489–1498. Pljakić MA (1952). Prilog poznavanju rasprostranjenja Gammarus (Rivulogammarus) pulex u Srbiji. Archives of Biological Sciences, 4 (1-2): 81-88. Pljakić MA (1962). Prilog poznavanju strukture mešovitih populacija Amphipoda Gammaru (R.) balcanicus i Gammarus (R.) pulex fossarum. Archives of Biological Sciences, 14 (1-2): 51-59. Poinar GJR (2008). Global diversity of hairworms (Nematomorpha: Gordiaceae) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 79–83. Polhemus JT, Polhemus DA (2008). Global diversity of true bugs (Heteroptera; Insecta) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 379–391. Pongracz S (1944). Faunistiche und ökologische Beobachtungen an der Orthopteren - und Odonaten. – Welt des Drauwinkel Albertina Veroffentlichungen aus der Erzherzog Albrecht Biologischen Station des Ungarischen National - museums: 123-134. Popijač A, Sivec I (2008). Obalčari (Plecoptera) u entomološkoj zbirci Franje Koščeca u Varaždinu. - In: Vargovič E, Bregovič A (eds.): Zbornik radova sa znanstvenog skupa „Franjo Koščec i njegovo djelo 1882-1968“. Varaždin, Zagreb, pp. 243-253. Ана Петровић Докторска дисертација 165 Popijač A, Sivec I (2009a). Diversity and distribution of stoneflies in the area of Plitvice Lakes National Park and along the Mediterranean river Cetina (Croatia). Aquatic Insects, 31: 731-742. Popijač A, Sivec I (2009b). First records of the alpine stonefly species Protonemura julia, Nicolai, 1983 (Insecta, Plecoptera) in Croatia. Natura Croatica, 18: 83-89. Popijač A, Sivec I (2009c). Stoneflies (Insecta, Plecoptera) from museum collections in Croatia. Natura Croatica, 18: 243-254. Popijač A, Sivec I (2010). The stonefly fauna (Insecta: Plecoptera) of the Mediterranean river Cetina, Croatia. Entomologia Croatica, 14: 103-120. Popijač A, Sivec I (2011). Stonefly (Plecoptera) fauna in the lower reach of the Una river in Croatia. Entomologia Croatica, 15: 131-143. Porter ML, Meland K, Price W (2008). Global diversity of mysids (Crustacea-Mysida) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 213–218. Protić LJ (1998). Catalogue of the Heteroptera fauna of Yugoslav countries. Part one. Prirodnjački muzej u Beogradu, Posebna Izdanja, 38: 1–215. Protić LJ, Živić I (2007). New data on water bugs (Heteroptera) in Serbia. Acta entomologica Serbica, 12 (2): 17-26. Protić LJ, Živić N (2012). Water bugs (Heteroptera) in the catchment area of river Sitnica (Serbia). Acta Entomologica Serbica, 17 (1/2): 29-37. Pujin V, Stanojević M, Đukić N (1983). Die Oligochätenfauna der Donau und einiger Nebeflüsse in Jugoslawien. Hidrobiologia, 17: 411-414. Radoman P (1976). Speciation within the family Bythinellidae on the Balkans and Asia Minor. Zeitschr. zool. Syst. Evolutionsforsch. 14: 130–152. Radoman P (1983). Hydrobioidea a superfamily of Prosobranchia (Gastropoda). I. Systematics. Monographs Serbian Academy of Sciences and Arts, DXLVII, Department Sciences 57: 1–256. Radovanović M (1931). Rezultati ispitivanja balkanskih Trihoptera. Glasnik Jugoslovenskog entomološkog društva, 1-2, 159–192. Radovanović M (1935). Trihoptera Jugoslavije. Glasnik Zemaljskog muzeja u Bosni i Hercegovini u Sarajevu, XLVII, 73–84. Radovanović M (1953). Prilog poznavanju Trichoptera Balkanskog poluostrva, prvenstveno u pećinama i planinskim jezerima. Glas SANCCX, 7, 11–38 Ана Петровић Докторска дисертација 166 Radović I, Mesaroš G, Pavićević D, Mihajlović Lj, Protić Lj, Ćetković A (1995). Diverzitet entomofaune (Insecta) Jugoslavije, sa pregledom vrsta od medjunarodnog značaja. U: Stevanović V, Vasić V (eds.). Biodiverzitet Jugoslavije sa pregledom vrsta od medjunarodnog značaja. Faculty of Biology and Ecolibri, Belgrade, pp. 371-424. Rajković M, Petrović A, Maguire I, Simić V, Simić S, Paunović M (2012). Discovery of a new population of the species complex of the white-clawed crayfish, Austropotamobius pallipes/italicus (Decapoda, Astacidae) in Montenegro, range extension, endangerment and conservation. Crustaceana, 85: 333-347. Rassi P, Alanen A, Kanerva T, Mannerkoski I (eds.). (2001). The Red List of Finnish Species. Ministry of the Environment & Finnish Environment Institute, Helsinki, pp. 432. Raušer J (1980). Rád Pošvatky – Plecoptera.- In: Rozkošný R (ed.). Klič vodnich larev hmyzu. Československá Akademie Vêd, Praha, pp. 86-132. Real M, Prat N, Riera JL (1993). Abundance and distribution of profundal zoobentos in Spanish Reservoirs - Differences between 1973/75 and 1987/88 surveys. Water Science and Technology, 28: 45-53. Régnier C, Fontaine B, Bouchet P (2009). Not knowing, not recording, not listing: numerous unnoticed mollusk extinctions. Conservation Biology, 23: 1214-1221. Roberts RL, Donald PF, Fisher IJ (2005). Worldbirds: developing a web-based data collection system for the global monitoring of bird distribution and abudance. Biodiversity and Conservation, 14: 2807-2820. Rodrigues ASL, Pilgrim JD, Lamoreux JF, Hoffmann M, Brooks TM (2006). The value of the IUCN Red List for conservation. Trends in Ecology and Evolution, 21: 71–76. Rosenberg DM, Resh VH (1993). Freshwater Biomonitoring and Benthic Macroinvertebrates. Champen and Hall, 488 pp, New York. Rosso A, Lafont M, Exinger A (1994). Impact of heavy-metals on benthic Oligochaete communities in the River Ill andlts tributaries. Water Science and Technology, 29 (3): 241-248. Ruginis T (2006). The checklist of mayflies (Insecta: Ephemeroptera) of Lithuania. Acta Zoologica Lituanica, 16 (1): 1392-1657. Samways MJ (1993). Dragonflies (Odonata) in taxic overlays and biodiversity conservation. In: Perspectives on insect conservation (Ed. KJ Gaston). pp. 111-123. Intercept Limited: Great Britain. Ана Петровић Докторска дисертација 167 Samways MJ (1994). Insect Conservation Biology. Chapman & Hall: London. Santovac S (2002). The contribution towards the better knowledge of the fauna of Odonata (Insecta) from Divčibare. Glasnik muzeja Banata 11-12: 233-237. Santovac S, Jović M, Anđus Lj (2005). Sympetrum depressiusculum (Sélys, 1841) new species in the Odonata fauna of Serbia. Archives of Biological Sciences, 57 (3): 15-16. Santovac S (2007). Fauna Odonata (Insecta) Vojvodine. – Magistarska teza, Prirodno- matematički fakultet Univerziteta u Novom Sadu, pp. 166. Santucci F, Iaconnelli M, Andreani P, Cianchi R, Nascetti G, Bullini L (1997). Allozyme diversity of European freshwater crayfish of the genus Austropotamobius. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 347: 663-676. Saunders DL, Meeuwig JJ, Vincent ACJ (2002). Freshwater protected areas: strategies for conservation. Conservation Biology, 16: 30-41. Savić A, Ranđelović V, Branković S, Krpo-Ćetković J (2011). Mayfly (Insecta: Ephemeroptera) community structure аs an indicator of the ecological status of the Nišava river (Central Balkan Peninsula). Aquatic Ecosystem Health and Management Society, 14: 276–284. Sawyer RT (1986). Leech Biology and Behaviour. Vol. II. Feeding Biology, Ecology and Systematics, Oxford University Press, New York, pp. 374. SCG ICPDR National Report (2004). National report of Serbia and Montenegro – ICPDR Roof Report, Part B. www.icpdr.org. Schultes, FW (2010). Animal Base species summary: Unio crassus. Available at: http://www.animalbase.unigoettingen.de/zooweb/servlet/AnimalBase/home/species?id= 1561 Schmera D (2001). Check List of the Hungarian Trichoptera/Magyar Trichoptera fauna. http://julianki.hu/trichoptera/species.htm Schmidt-Rhaesa A (2010). Considerations on the genus Gordius (Nematomorpha, horsehair worms), with the description of seven new species. Zootaxa, 2533: 1-35. Schnell JK, Harris GM, Pimm SL, Russell GJ (2013). Estimating Extinction Risk with Metapopulation Models of Large-Scale Fragmentation. Conservation Biology, 3: 520- 530. Schockaert ER, Hooge M, Sluys R, Schilling S, Tyler S, Artois T (2008). Global diversity of free living flatworms (Platyhelminthes, ‘‘Turbellaria’’) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 41–48. Ана Петровић Докторска дисертација 168 Seely MK, Zeidler J, Henschel JR, Barnard P (2003). Creative problem solving in support of Biodiversity conservation. Journal of Arid Environments, 54: 155-164. Siddall ME, Burreson EM (1998). Phylogeny of leeches (Hirudinea) based on mitochondrial cytochrome c Oxidase Subunit I. Molecular Phylogenetics and Evolution, 9: 156-162. Simić V (1993). Saprobiološka valorizacija Svrljiškog i Trgoviškog Timoka na osnovu sastava makrozoobentosa. Magistarska teza, Biološki fakultet, Univerziteta u Beogradu, Srbija. Simić V (1995). Mogućnost ekološkog monitoring rečnih ekosistema Srbije na osnovu makrozoonetosa. Doktorska disertacija, Biološki fakultet, Univerziteta u Beogradu, Srbija, 1-135. Simić V (1996). A study on the Trgoviski Timok – assessment of the river conditions by ecological benthic fauna analysis. Archives of Biological Sciences, 48: 101–109. Simić V, Simić S (1999). Use of the river macrozoobenthos of Serbia to formulate a biotic index. Hydrobiologia, 416: 51-64. Simić V (2003). Srednjoročni program za unapređenje ribarstva na ribarskom području NP Kopaonik za period 2003-2006. god. Pravna regulativa, ugovor o saradnji. Verifikacija rezultata – pozitivna ocena resornog Ministarstva - usvojen program. Simić V, Simić S (2003). Macroalgae and macrozoobenthos of the Pčinja River. Archives of Biological Sciences, 55: 121-132. Simić V, Simić S (2004). Macroinvertebrates and fishes in the part of the Danube flowing through the iron gate National Park and possibilities of their protection under In situ and Ex situ conditions. Archives of Biological Sciences, 56 (1-2): 53-57. Simić V, Paunović M, Stojanović B, Veljković A (2005). A new record of Choroterpes picteti (Eaton, 1871) [Ephemeroptera: Leptophlebiidae] in Serbia. Biotechnology & Biotechnological Equipment, 19 (3): 89-90. Simić V, Simić S, Petrović A, Šorić V, Paunović M, Dimitrijević V (2006). Biodiverzitet akvatičnih ekosistema Srbije i ex situ zaštita »BAES ex situ«. http://baes.pmf.kg.ac.rs Simić V, Simić S, Paunović M, Cakić P (2007). Model of the assessment of the critical risk of extinction and the priorites of protection of endangered aquatic species at the national level. Biodiversity and Conservation, 16: 2471-2493. Simić V, Petrović A, Rajković M, Paunović M (2008). Crayfish of Serbia and Montenegro – the population status and the level of endangerment. Crustaceana, 81 (10): 1153-1176. Sivec I (1980). Plecoptera. Catalogus Faunae Jugoslaviae. 6 (3): 1-30. Ана Петровић Докторска дисертација 169 Sivec I (2001). Stoneflies (Plecoptera). In: Hlad B, Skoberne P (eds.) Biological and Landscape Diversity in Slovenia: an overview. Ministry of the Environment and Spatial Planning - Environmental Agency of the Republic of Slovenia, Ljubljana, pp. 82-83. Sket B, Trontelj P (2008). Global diversity of leeches (Hirudinea) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 129–137. Службени гласник Републике Србије бр. 5/2010. Правилник о проглашењу и заштити строго заштићених и заштићених дивљих врстa биљака, животиња и гљива (Прилог 1 и 2). Smith AT, Boitani L, Bibby C, Brackett D, Corsi F (2000). Databases tailored for biodiversity conservation. Science, 290 (5499): 2073-2074. Smith RD, Smith KA (2003). Country Study for Biodiversity of the Republic of Macedonia (First National Report) Ministry of Environment and Physical Planning, Skopje, pp. 213. Solymos P, Feher Z (2011). Theodoxus transversalis (C. Pfeiffer 1828). – In: IUCN 2011. IUCN Red List of Threatened Species. Version 2011.2. Available via www.iucnredlist.org. Cited 02 February 2012. Sommerwerk N, Hein T, Schneider-Jakoby M, Baumgartner C, Ostojić A, Paunović M, Bloesch J, Siber R, Tockner K (2009). The Danube River Basin. In: Tockner K, Uehlinger U, Robinson CT (eds), Rivers of Europe. Amsterdam, The Netherlands: Elsevier. pp. 59-112. Sörensen K (1948). A method of establishing grops of equal amplitude in plant society based on similiarity of species content. K. danske Videlsk. Selsk., 5, pp 1 -34. Sowa R (1970). Deux Plècoptères nouveaux de Bulgarie. Bulletin de l'Académie polonaise des sciences, 18: 153-157. Stanković S (1924). Studija na izvorskim i potočnim planarijama Balkanskog poluostrva. Glas Srpske Kraljevske Akademije, CXIII, 50: 39–89. Statzner B, Doledec S, Hugueny B (2004). Biological trait composition of European stream invertebrate communities: assessing the effects of various trait filter types. Ecography, 27: 470–488. Statzner B, Bonada N, Dolédec S (2007). Conservation of taxonomic and biological trait diversity of European stream macroinvertebrates communities: a case for a collective public database. Biodiversity and Conservation, 16: 3609-3632. Ана Петровић Докторска дисертација 170 Stefanović K, Nikolić V, Tubić B, Tomović J, Atanacković A, Simić V, Paunović M (2009). Aquatic macroinvertebrates of the Jablanica River, Serbia. Archives of Biological Sciences, 61 (4): 787-794. Stevanović V (1999). Crvena knjiga Flora Srbije I, Iščezli i krajnje ugroženi. Ministarstvo za zaštitu životne sredine RS, Biološki fakultet Univerziteta u Beogradu, Zavod za zaštitu prirode RS, Beograd. Stevanović V, Kit T, Petrova A (2005). Size, distribution and phytogeographical position of the Balkan endemic flora. XVII International Botanical Congress, Vienna, Austria, Europe, 17-23 July 2005, 4.71., p. 66. Strahinić I, Marković Z, Brajković M (1999). Prilog poznavanju larvi Odonata Puste reke, Simpozijum Entomologa Srbije, Zbornik rezimea, 19. Strahinić I (2000). Faunistička i ekološka studija makrozoobentosa Puste reke. Biološki fakultet Beograd. Magistarska teza, 1-185. Strong EE, Gargominy O, Ponder WF, Bouchet P (2008). Global diversity of gastropods (Gastropoda; Mollusca) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 149–166. Šapkarev J. (1956). Contribution à la connaissance de la faune des Oligochètes des trois grands lacs Yougoslaves, Prespa, Dojran et Skadar. Société Serbe de Biologie, Archives des Sciences Biologiques, 8 (1–2): 135–144. Šapkarev J (1959). Ilyodrilus hammoniensis Mich. (Oligochaeta) in the large lakes of Macedonia (Ohrid , Prespa and Dojran). Section des Sciences naturelles de l'Université de Skopje, Station Hydrobiologique – Ohrid, Recueil des Travaux, 7 (7) (40): 1–12. Šapkarev J (1962). Distribution and ecology of Ilyodrilus prespaensis Hrabĕ (Oligochaeta) in Lake Prespa. Prirodno-matematichki fakultet na Univerzitetot – Skopje, Biologija, 29- 37. Šapkarev J (1965). Fauna of Oligochaeta in Lake Ohrid. Godishen zbornik na Prirodno- matematichki fakultet na Univerzitetot vo Skopje, 5-161. Шишков Г (1905). Бележки по намерените до сега сладководни Tricladidae в България. Годишник на Софийски Университет II, с. 68-82. Šundić D, Radujković MB, Krpo-Ćetković J (2011). Catalogue of aquatic Oligochaeta (Annelida: Clitellata) of Montenegro, exclusive of Naidinae and Pristininae. Zootaxa, 2985: 1–25. Tachet H, Richoux P, Bournaud M, Usseglio-Polatera P (2002). Invertébres d’Eau Douce, 2nd corrected impression. CNRS editions, Paris. Ана Петровић Докторска дисертација 171 Tadić A (1977). Dreissensia polymorpha Pallas i Pisidium amnicum Müller. Glasnik prirodnjačkog muzeja, Beograd. Ser B 32, 93-104. Taylor CA (2002). Taxonomy and conservation of native crayfish stocks. In: Holdich DM (ed.), Biolology of Freshwater Crayfish. Blackwell Science, 236-257. Tierno de Figueroa JM, López-Rodríguez MJ, Lorenz A, Graf W,S chmidt-Kloiber A, Hering D (2010). Vulnerable taxa of European Plecoptera (Insecta) in the context of climate change. Biodiversity and Conservation, 19: 1269-1277. Tomović J, Zorić K, Kračun M, Marković V, Vasiljević B, Simić V, Paunović M (2012). Freshwater Mussels of the Velika Morava River. Water Research and Management, 2 (4): 51-55. Tomović J, Simić V, Tubić B, Zorić K, Kračun M, Marković V, Paunović M (2013). Freshwater Mussels of the Serbian Stretch of the Tisa River. Water Research and Management, 3 (1): 35-40. Triantis KA, Borges PAV, Ladle RJ, Hortal J, Cardoso P, Gaspar C, Dinis F, Mendonça E, Silveira LMA, Gabriel R, Melo C, Santos AMC, Amorim IR, Ribeiro SP, Serrano ARM, Quartau JA, Whittaker RJ (2010). Extinction debt on oceanic islands. Ecography, 33: 285–294. Trontelj P, Sket B, Dovč P, Steinbrück G (1996). Phylogenetic relationships in European Erpobdellid leeches (Hirudinea: Erpobdellidae) inferred from restriction-site data of the 18S ribosomal gene and ITS2 region. Journal of Zoological Systematics and Evolutionary Research, 34: 85-93. Trontelj P, Sotler M, Verovnik R (2004). Genetic differentiation between two species of the medicinal leech, Hirudo medicinalis and the neglected H. verbana, based on random- amplified polymorphic DNA. Parasitology Researc, 94: 118–124. Trontelj P, Machino Y, Sket B (2005). Phylogenetic and phylogeographic relationships in the crayfish genus Austropotamobius inferred from mitochondrial COI gen sequences. Molecular Phylogenetics and Evolution, 34: 212-226. Trožić-Borovac S (2004). New record of the caddisflies fauna (Insecta: Trichoptera) from Bosnia and Herzegovina. Contributions to fauna of Bosnia and Herzegovina 1: 25–31. Trožić-Borovac S (2011). Freshwater crayfish in Bosnia and Herzegovina: the first report on their distribution. Knowledge and Management of Aquatic Ecosystems, 401: 26p1 - 26p13. Ана Петровић Докторска дисертација 172 Ulrich W, Buszko J (2005). Detecting biodiversity hotspots using species – area and endemics – area relationships: The case of butterflies. Biodiversity and Conservation, 14: 1977-1988. Urbanič G (2004). Ekologija in razširjenost mladoletnic (Insecta: Trichoptera) v nekaterih vodotokih v Sloveniji. Univerza v Ljubljani Biotehniška Fakulteta, Oddelek za Biologijo. Doktorska disertacija, 212pp. Уредба о заштити природних реткости („Службени гласник РС“, бр. 50/93, 93/93) Usseglio-Polatera P, Bournaud M, Richoux P, Tachet H (2000). Biological and ecological traits of benthic freshwater macroinvertebrates: relationships and definition of groups with similar traits. Freshwater Biology, 43: 175–205. Väinölä R, Witt JDS, Grabowski M, Bradbury MJH, Jazdzewski K, Sket B (2008). Global diversity of amphipods (Amphipoda; Crustacea) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 241- 255. Vallenduuk HJ, Pillot HKMM (2007). Chironomidae larvae of the Netherlands, Adjacent Lowlands: general ecology, Tanypodinae. KNNV Publishing, Zeist, pp. 270. Van Swaay CAM, Warren MS (1999). Red Data Book of European Butterflies (Rhopalocera). Nature and Environment No. 99, Council of Europe Publishing, Strasbourg. Vasić V (1995). Diverzitet ptica Jugoslavije sa pregledom vrsta od međunarodnog značaja. In: Stevanović V, Vasić V (eds.). Biodiverzitet Jugoslavije sa pregledom vrsta od međunarodnog značaja. Biološki fakultet i Ekolibri, Beograd, 471-516. Vidinova Y (2003). Contribution to the study of mayfly fauna (Ephemeroptera) in Bulgaria. In: Gaino E (ed.). Research Update on Ephemeroptera and Plecoptera, Italy. The University of Perugia, pp. 159-163. Vinson MR, Hawkins CP (2003). Broad-scale geographical patterns in stream insect genera richness. Ecography, 26: 751-767. Wallace ID, Wallace B, Philipson GN (1990). A key to the case-bearing caddis larvae of Britain and Ireland, Freshwater Biological Association, Scientific publication 51, Ambleside, pp. 237. Wallace JB, Webster JR. (1996). The role of macroinvertebrates in stream ecosystem function. Annual Review of Entomology, 41: 115–139. Wettzel MJ, Taylor SJ (2001). First records of freshwater oligochaets (Anelida, Clitellata) from Caves in Illinois and Missouri, USA. Journal of Cave and Karst Studies, 63 (3): 99-104. Ана Петровић Докторска дисертација 173 Wilson DFG (2008). Global diversity of Isopod crustaceans (Crustacea; Isopoda) in freshwater. Hydrobiologia, 595: 231–240. Witkowski ZJ, Król W, Solarz W (eds.) (2003). Carpathian List Of Endangered Species. WWF and Institute of Nature Conservation, Polish Academy of Sciences, Vienna- Krakow. Whitaker IS, Izadi D, Oliver DW, Monteath G, Butler PE (2004). Hirudo medicinalis and the plastic surgeon. British Journal of Plastic Surgery, 57: 348-353. Wood CC, Gross MR (2008). Elemental conservation units: communicating extinction risk without dictating targets for protection. Conservation Biology, 22 (1): 36–47. WFD (2000). Water Framework Directive- Directive of the European Parliament and of the Council 2000/60/EC - Establishing a Framework for Community Action in the Field of Water Policy Yen A, Butcher R (1997). An overview of the conservation of non-marine invertebrates in Australia. Canberra, Environment Australia. Zabric D, Sartori M (1997). First contribution to the mayfly fauna from Slovenia (Ephemeroptera). In: Landolt P, Sartori M (eds.). Ephemeroptera and Plecoptera, Biology-Ecology-Systematics. MTL, Fribourg, pp. 147–151. Zahrádková S, Soldán T, Bojková J, Helešic J, Janovská H, Sroka P (2009). Distribution and biology of mayflies (Ephemeroptera) of the Czech Republic: present status and perspectives. Aquatic Insects, 31: 629-652. Zhadin VI (1965). Mollusks of fresh and brackish waters of the USSR: pp. 365. Zorić K, Vranković J, Cakić P, Tomović J, Vasiljević B, Simić V, Paunović M (2010). Introduced species of aquatic macroinvertebrates. In: Simonović P, Simić V, Paunović M, Simić S (eds.), The Danube in Serbia / Dunav kroz Srbiju. JDS I, 267-277. Zwick P (1980). Plecoptera (Steinfliegen) - Handbuch der Zoologie 4 (7) Berlin, Walter de Gruyter & Co, pp. 115. Zwick P (1984). Marthamea beraudi (Navas) and its European congeners (Plecoptera: Perlidae). Annals de Limnologie, 20: 129-139. Zwick P (1992). Stream habitat fragmentation – a threat to biodiversity. Biodiversity and Conservation, 1: 80-97. Zwick P (2004). Key to the West Paleartic genera of stoneflies (Plecoptera) in the larval stage. Limnologica, 34: 315-348. Ана Петровић Докторска дисертација 174 Živić I, Marković Z, Brajković M (1999). A contribution to the knowledge of Odonata (Odonata, Insecta) larvae of the Pusta reka River. Acta Entomologica Serbica, 4 (1-2): 1-11. Živić I, Marković Z, Brajković M (2000a). A contribution to the study of the Trichoptera (Insecta) fauna in the Toplica River. Acta Entomologica Serbica, 5 (1/2): 35-46. Živić I, Marković Z, Brajković M (2000b). The change of the structure of macrozoobenthos in the Jelenački stream under the influence of pollution. Ekologija, 35 (2): 105-114. Živić I, Marković Z, Brajković M (2001a). Macrozoobenthos in the Pusta Reka river, left tributary of the south Morava river. Archives of Biological Sciences, 53: 109-122. Živić I, Marković Z, Brajković M (2001b). Fauna dna Kudoškog potoka. Zaštita prirode, 53 (1): 79-87. Živić I, Marković Z, Brajković M (2002a). First check list of Serbian Trichoptera. Folia historico-naturalia musei matraensis, 26: 269-277. Živić I, Marković Z, Brajković M (2002b). A contribution to the study of theTrichoptera fauna in Serbia over the period 1980-2001. Archives of Biological Sciences, 54 (1-2): 15-16. Živić I, Marković Z, Brajković M (2002c). Fauna akvatičnih beskičmenjaka nekih izvora Stare planine. X naučno-stručni skup o prirodnim vrednostima i zaštiti prirodne sredine, Zbornik radova "Ekološka istina", Donji Milanovac, 46-48. Živić I, Marković Z, Brajković M (2002d). Saprobiological Evaluation of the quality of Water in the Toplica River, the Right Tributary of the Kolubara iver (Yugoslavia) Limnological Reports, 34: 575-582. Živić I, Marković Z, Brajković M (2002e). Dynamics and distribution of macrozoobenthos in the Toplica river, a tributary of the Kolubara. Archives of Biological Sciences, 54 (1-2): 19-27. Živić I, Marković Z, Brajković M (2003). A contribution to the diversity of the larvae Trichoptera in the Južna Morava river basin. Archives of Biological Sciences, 55 (3-4): 33-34. Živić I, Marković Z (2004). The effect of trout farm on water quality in the recipient. Limnological Reports, 35: 398-395. Živić I (2005). Faunistička i ekološka studija makrozoobentosa tekućica sliva Južne Morave sa posebim osvrtom na taksonomiju larvi Trichoptera (Insecta). Doktorska disertacija, Biološki fakultet, Univerzitet u Beogradu, Beograd, 1-507. Ана Петровић Докторска дисертација 175 Živić I, Marković Z, Brajković M (2005a). Nove vrste Trichoptera (Insecta) za faunu Srbije. Simpozijum entomologa Srbije 2005 sa međunarodnim učešćem, Bajina Bašta 25-29 septembar 2005, Zbornik plenarnih referata i rezimea, pp. 21. Živić I, Marković Z, Ilić J (2005b). Composition, structure and temporary dynamics of macrozoobentos in the Temska and Visočica rivers. Archives of Biological Sciences, 57 (2): 107-118 Živić I, Marković Z, Brajković M (2006a). Contribution to the faunistical list of Trichoptera (Insecta) of Serbia. Acta Entomologica Slovenica, 14: 55–88. Živić I, Marković Z, Brajković M (2006b). New Trichoptera (Insecta) for the fauna of Serbia. Acta entomologica Serbica, 11 (1-2): 51-60. Živić I, Protić L, Marković Z (2007). Southern moust finding in Europe of Aphelocheirus aestivalis (Fabricius, 1794) (Hemiptera: Heteroptera: Aphelocheridae). Zootaxa, 1496: 63-68. Živić I, Marković Z (2007). Distribution of the Species Gammarus balcanicus and Gammarus fossarum on the Territory of Serbia (Central Part of the Balkan Peninsula). Crustaceana, 80 (1): 67-76. Živić I, Marković Z, Filipović-Rojka Z, Živić M (2009b). Influence of a trout farm on water quality, macrozoobenthos communities of the receiving stream (Trešnjica River, Serbia). International Review of Hydrobiology, 94: 673-687. Živić I, Marković Z, Simić V, Kučinić M (2009a). New records of Helicopsyche bacescui (Trichoptera, Helicopsychidae) from Balkan Peninsula with notes on its habitat. Acta Zoologica Academiae Scientiarum Hungaricae, 55 (1): 77-87. Živić I, Bjelanović K, Simić V, Zivić M, Zikić V, Marković Z (2013). New records of Thremma anomalum (Trichoptera: Uenoidae) from Southeastern Europe with notes on its ecology. Entomological News, 123 (3): 206-219. Živojinović S (1950). Fauna insekata šumske domene Majdanpek (entomoloska monografija) SANU, Institut za ekologiju i biogeografiju, Beograd, 160: 1-262. Ана Петровић Докторска дисертација 176 Интернет извори и коришћене базе података www.iucnredlist.org http://baes.pmf.kg.ac.rs http://www.nationalredlist.org/ www.freshwaterecology.info http://www.faunaeur.org http://www.cbd.int/ http://fada.biodiversity.be/ http://www.guadalmed.org http://www.freshwaterlife.org/ http://www.leda-traitbase.org/ http://www.worldwildlife.org/wildWnder/ http://www.sciencemag.org/feature/data/biodiversity2000.dtl#global http://www.gbif.org/ http://www.fishbaes.org http://www.eunis.org http://www.gbif.org/ http://turbellaria.umaine.edu/) http://www.ramsar.org/ris/key_ris_index.htm http://www.sepa.gov.rs Ана Петровић Докторска дисертација 177 8. Прилози Ана Петровић Докторска дисертација 178 Прилог 1. Табела 1. Списак акватичних макробескичмењака, укључујући и таксоне идентификоване до нивоа рода дистрибуирани по речним сливовима Србије Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в PORIFERA Ephydatia fluviatilis (Linnaeus, 1758) + Spongilla lacustris (Linnaeus, 1758) + + TURBELLARIA Dendrocoelum lacteum (Müller, 1774) + Dugesia (Planaria) gonocephala (Duges, 1830) + + + + + + Dugesia (Planaria) lugubris (Schmidt, 1861) + + + + + + + + Dugesia (Planaria) polychroa (Schmidt, 1861) + + Crenobia alpina montenigrina (Mrazek, 1904) + + + + + + Polycelis nigra Müller, 1774 + Polycelis felina Johnston, 1822 + + Polycelis tenuis Ijima 1884 + Planaria sp. + + + + + + NEMATOMORPHA Gordius aquaticus (Linnaeus, 1758) + + GASTROPODA Acroloxus lacustris (Linnaeus, 1758) + + Amphimelania holandri (C. Pfeiffer, 1828) + + + + + + + Fagotia acicularis (Ferussac, 1823) + + + Fagotia esperi (Ferussac, 1823) + + Ancylus fluviatilis Müller, 1774 + + + + + + + + Anisus leucostoma Millet, 1813 + Anisus septemgyratus Rossmässler, 1835 + Anisus spirorbis (Linnaeus, 1758) + Anisus vortex (Linnaeus, 1758) + Anisus vorticulus (Linnaeus, 1758) + Gyraulus acronicus (Ferussac, 1807) + Gyraulus albus (Müller, 1774) + Ана Петровић Докторска дисертација 179 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Gyraulus laevis (Alder, 1836) + Hippeutis complanatus (Linnaeus, 1758) + Planorbarius corneus (Linnaeus, 1758) + + + + + + Planorbis carinatus (Müller, 1774) + Planorbis planorbis (Linnaeus, 1758) + + + Planorbis sp. + + Planorbis vortex (Linnaeus, 1758) + + Bythinella austriaca Frauenfeld, 1857 + + Bythinella viridis (Poiret, 1801) + Hydrobiidae sp. + Lithoglyphus apertus Küster, 1852 + + Lithoglyphus fuscus (C. Pfeiffer, 1828) + + Lithoglyphus naticoides (C. Pfeiffer, 1828) + + + + Lithoglyphus sp. + Bithynia leachii (Sheppard, 1823) + Bithynia tentaculata (Linnaeus, 1758) + + + + + + Galba truncatula (O.F. Müller, 1774) + + + + Radix peregra (O.F. Müller, 1774) + + + + + + + + + Radix ovata (O.F. Müller, 1774) + + + Lymnaea sp. + Lymnaea stagnalis (Linnaeus, 1758) + + Radix auricularia (Linnaeus, 1758) + + + + + + Stagnicola palustris (O.F. Müller, 1774) + Physa fontinalis (Linnaeus, 1758) + + + + + Physella acuta (Draparnaud, 1805) + + + + + + + Physa sp. + Theodoxus danubialis C. Pfeiffer, 1829 + + + + + Theodoxus fluviatilis Linnaeus, 1758 + + + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 180 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Theodoxus sp. + Theodoxus transversalis C. Pfeiffer, 1829 + + + + Borysthenia naticina (Manke, 1845) + + + + Valvata cristata O.F. Müller, 1774 + + Valvata piscinalis O.F. Müller, 1774 + + + + Valvata pulchela Studer, 1820 + + Viviparus acerosus (Bourguignat, 1862) + + Viviparus contectus (Millet, 1813) + + Viviparus viviparus (Linnaeus, 1758) + + + + Viviparus sp. + + Lartetia sp. + BIVALVIA Corbicula fluminalis (O.F.Müller, 1774) + + Corbicula fluminea (O.F.Müller, 1774) + + + Corbicula sp. + + Dreissena polymorpha (Pallas, 1771) + + + Anodonta anatina (Linnaeus, 1758) + + + + Anodonta anserirostris Küster, 1842 + + + Anodonta complanata Rossmassler, 1835 + + Anodonta cygnea (Linnaeus, 1758) + + + + + Anodonta maesica + + + Anodonta opalina Küster, 1842 + Anodonta rostrata Drouet, 1852 + Anodonta savensis Drouet, 1852 + + + Anodonta sp. + Unio crassus batavus (Maton & Rackett, 1807) + + + Unio crassusPfeiffer, 1821 + + + + + + Unio pictorum pictorum Linnaeus, 1758 + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 181 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Unio tumidus timidus Philipsson, 1788 + + + + + + + Unio sp. + + + Unio amnicus + + Unio bosnensis + + + Unio carneus + Unio consentaneus + Unio crassus cytherea Küster, 1833 + + + Unio desectus + Unio dokići + Unio gangroenosus + Unio pančići + + + Unio pict.plathyrhyncus Linnaeus, 1758 + + Unio pictorum balatonicus Servain, 1881 + + Unio pictorum longirostris + Unio piscinalis + + Unio reniformis + + Unio rivalis + Unio savensis + + + Unio serbicus + + Unio stevenianus + Unio striatulus + Unio truncatulus + Sinanodonta woodiana Lea, 1834 + + + + Pisidium amnicum (O.F. Müller, 1774) + + + Pisidium sp. + + + + + + + Sphaerium corneum Linnaeus, 1758 + + + + + Sphaerium rivicola Lamarck, 1818 + + + Sphaerium sp. + + + Ана Петровић Докторска дисертација 182 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в OLIGOCHAETA Aelosoma sp. + Cognetia sp. + + + + Cognetia sphagnetorum Vejdovský, 1879 + Enchytraeus albidus Henle, 1837 + + + Enchytraeus sp. + + + Fridericia perrieri (Vejdovský, 1878) + Fridericia sp. + + Mesenchytraeus sp. + + Criodrilus lacuum Hoffmeister, 1845 + Eiseniella paradoxa (Cognetti de Martiis 1904) + Eiseniella sp. + Eiseniella tetraedra (Savigny, 1826) + + + + + + + + + Lumbricus rubellus Hoffmeister, 1843 + + Lumbricus sp. + Bythonomus lemani Grube, 1880 + Bythonomus sp. + Lumbriculus sp. + + + + + Lumbriculus variegatus (Müller, 1774) + + + + + + + + + Rhynchelmis limosella Hoffmeister, 1843 + + + Rhynchelmis sp. + Stylodrilus heringianus Claparede, 1862 + + + + + + + Stylodrilus lemani Grube, 1879 + Stylodrilus sp. + + + Trichodrilus strandi Hrabe, 1936 + + + Ана Петровић Докторска дисертација 183 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Amphichaeta leydigii Tauber, 1879 + Amphichaeta rostifera Akinschina, 1984 + Amphichaeta sannio Kallstenius, 1892 + Aulophorus furcatus (Müller, 1776) + + + Chaetogaster cristalinus Vejdovský, 1883 + + Chaetogaster diaphanus (Gruithuisen, 1828) + Chaetogaster diastrophus (Gruithuisen, 1828) + Chaetogaster sp. + + Dero digitata Oken, 1815 + + + + Dero dorsalis Ferronière, 1889 + + + Dero nivea Aiyer, 1930 + Dero obtusa D'Udekem, 1855 + + + + + + Dero sp. + + + Haemonais waldvogeli Bretscher, 1900 + Homochaeta naidina Bretscher, 1900 + Nais alpina Sperber, 1948 + Nais barbata Müller, 1773 + + + + Nais behningi Michaelsen, 1923 + + + + Nais bretscheri Michaelsen, 1899 + + + Nais christinae Kasparzak, 1973 + Nais communis Piguet, 1906 + + + + + + + Nais elinguis Müller, 1773 + + + + + + + Nais pardalis Piguet, 1906 + + Nais pseudobtusa Piguet, 1906 + + + + + Nais simplex Piguet, 1906 + + + + + + Nais sp. + + + + + + + Nais stolci Hrabe, 1979 + Ана Петровић Докторска дисертација 184 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Nais variabilis Piguet, 1906 + + + Ophidonais serpentina Müller, 1773 + + + + + + + + Ophidonais sp. + Paranais frici Hrabe, 1941 + + + Paranais litoralis Müller, 1784 + Paranais sp. + Pristina bilobata (Bretscher, 1903) + + + + Pristina foreli (Piguet, 1906) + + + Pristina longiseta Ehrenberg, 1828 + Pristina menoni (Aiyer, 1906) + Pristina rosea (Piguet, 1906) + + + + Pristina sp. + Pseudonais sp. + Slavina appendiculata (D'Udekem, 1855) + + Specaria josinae (Vejdovský, 1883) + Stylaria fossularis Leidy, 1852 + Stylaria lacustris (Linnaeus, 1767) + + + Uncinais uncinata (Orsted, 1842) + + + + + Vejdovskiella comata (Vejdovský, 1883) + + Propappus volki Michaelsen, 1916 + + Aulodrilus limnobius Bretscher, 1899 + + Aulodrilus pigueti Kowalewski, 1914 + Aulodrilus pluriseta (Piguet, 1906) + + + + + Aulodrilus sp. + + Branchiura sowerbyi Beddard, 1892 + + + + + Ilyodrilus perrieri Eisen, 1879 + Isochaetides michaelseni (Lastockin, 1937) + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 185 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Limnodrilus claparedianus Ratzel, 1868 + + + + + + Limnodrilus helveticus Piguet, 1913 + + + + + + Limnodrilus hoffm.f. parva Claparede, 1862 + + Limnodrilus hoffmeisteri Claparede, 1862 + + + + + + + + Limnodrilus profundicola (Verrill, 1871) + + + + Limnodrilus sp. + + + + + + + Limnodrilus udekemianus Claparede, 1862 + + + + + + Peloscolex albicola (Michaelsen, 1901) + Peloscolex barbatus (Grube, 1891) + Peloscolex ferox (Eisen, 1879) + + Peloscolex sp. + + + + + + Peloscolex speciosus (Hrabe, 1931) + Peloscolex superiorensis Nrinkhurst & Cook, 1966 + Peloscolex velutina (Grube, 1879) + + Potamothrix bavaricus (Oschman, 1913) + + + Potamothrix hammoniensis (Michaelsen, 1901) + + + + + + + Potamothrix isochaetus (Hrabe, 1931) + Potamothrix moldaviensis Vejdovský & Mrazek, 1902 + + Potamothrix sp. + + Potamothrix vejdovskyi (Hrabe, 1941) + Psammoryctides albicola (Michaelsen, 1901) + + + + + Psammoryctides barbatus (Grube,1891) + + + + Psammoryctides deserticola (Grimm, 1877) + Psammoryctides moravicus (Hrabe, 1934) + Psammoryctides sp. + Rhyacodrilus coccineus (Vejdovský, 1875) + + + + + Rhyacodrilus sp. + + Ана Петровић Докторска дисертација 186 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Tubifex albicola (Michaelsen, 1901) + Tubifex costatus (Claparede, 1863) + Tubifex filum (Michaelsen, 1901) + Tubifex ignotus (Stolc, 1886) + Tubifex montanus Kowalewski, 1919 + + + Tubifex nerthus Michaelsen, 1908 + + Tubifex sp. + + + + + + Tubifex templetoni Southern, 1909 + Tubifex tubifex Müller, 1773 + + + + + + + + Haplotaxis gordioides (Hartmann, 1821) + + + + + Microscolex sp. + POLYCHAETA Hypania invalida (Grube, 1860) + + + Manayunkia caspica (Annenkova, 1929) + HIRUDINEA Alboglossiphonia heteroclita (Linnaeus, 1758) + Batracobdella algira (Moquin-Tandon, 1846) + Glossiphonia complanata (Linnaeus, 1758) + + + + + Glossiphonia heteroclita (Linnaeus, 1761) + + + + Batracobdella paludosa (Carena, 1824) + + Glossiphonia sp. + Helobdella stagnalis(Linnaeus, 1758) + + + + + + Hemiclepsis marginata (O.F. Müller, 1774) + + + + Placobdella costata (O.F. Müller, 1774) + + + Theromyzon tessulatum (O.F. Müller, 1774) + Dina absoloni Johansson, 1913 + Dina apathyi Gedroyc, 1916 + Ана Петровић Докторска дисертација 187 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Dina lineata (O.F. Müller, 1774) + + + + Dina lineata montana (O.F. Müller, 1774) + + Dina sp. + + Erpobdella monostriata (Lindenfeld & Pietruszynski, 1890) + Erpobdella octoculata (Linnaeus, 1758) + + + + + + + + + Erpobdella sp. + + + Erpobdella testacea (Savigny, 1822) + + + + + + + Trocheta bykowskii Gedroyc, 1913 + + Haemopis sanquisuga (Linnaeus, 1758) + + + + + + + Haemopis sp. + Hirudo medicinalis Linnaeus, 1758 + + + Hirudo sp. + Cystobranchus fasciatus Kollar, 1842 + Piscicola fadejewi Epshtein, 1961 + Piscicola geometra (Linnaeus, 1761) + + + ARANEAE Argyroneta aquatica (Clerck, 1757) + CRUSTACEA Isopoda Asellus aquaticus (Linnaeus, 1758) + + + + + + + + Asellus sp. + Jaera sarsi Valkanov, 1936 + Jaera istri Veuille, 1979 + Jaera sp. + Mysidae Paramysis lacustris Czerniavsky, 1882 + Lymnomisis benedeni Czerniavsky, 1882 + Ана Петровић Докторска дисертација 188 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и д р и м Е ге јс к и сл и в Amphipoda Chaetogammarus tenellus Sars 1914 + Corophium curvispinum Sars,1914 + + + Corophium maeoticum Sowinsky, 1989 + Corophium robustum Sars,1914 + + Dikerogammarus bispinosus Martynov, 1925 + Dikerogammarus haemobaphes (Eichwald, 1841) + + Dikerogammarus sp + Dikerogammarus villosus (Sowinsky, 1894) + + + + Gammarus balcanicus Schäferna, 1922 + + + + + + + + + Gammarus fossarum Koch in Panzer, 1836 + + + + Gammarus pulex (Linnaeus, 1758) + + + + + + Gammarus sp. + + + + + + + + Pontogammarus crassus (Sars, 1894) + Obesogammarus obessus (Sars, 1894) + Echinogamarus ischnus (Martynov, 1919) + Pontogammarus robustoides (Sars, 1894) + Pontogammarus sarsi (Sars, 1894) + Decapoda Argulus sp. + Astacus astacus (Linnaeus, 1758) + + + + + Astacus leptodactylus (Eschscholz, 1823) + + + + + Austropotamobius torrentium Schrank, 1803 + + + + + Eriocheir sinensis Milne-Edwards, 1854 + Orconectes limosus (Rafinesque, 1817) + Ана Петровић Докторска дисертација 189 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и д р и м Е ге јс к и сл и в COLLEMBOLA Isotomurus sp. + + Podura aquatica Linnaeus, 1758 + + + INSECTA EPHEMEROPTERA Ameletus inopinatus Eaton, 1887 + + Acenterella sinaica Bogoescu, 1931 + Alainites muticus (Linnaeus, 1758) + + + + + + Baetis alpinus (Pictet 1843) + + + + + + + Baetis fuscatus (Linnaeus, 1758) + + + + + + + + Baetis buceratus Eaton, 1870 + + + + + + Baetis kozufensis Ikonomov, 1962 + + Baetis liebenauae Keffermüller, 1974 + Baetis lutheri Muller-Liebenau, 1967 + + + + + Baetis melanonyx (Pictet, 1843) + + + Baetis meridionalis Ikonomov ,1954 + + + Nigrobaetis niger (Linnaeus, 1761) + + Baetis pavidus Grandi, 1949 + + + Baetis rhodani (Pictet, 1843) + + + + + + + + + + + Baetis scambus Eaton, 1887 + + Baetis sp. + + + + + + Baetis tracheatus Keffermüller and Machel,1967 + + + Labiobaetis tricolor Tsherova, 1928 + + + + Baetis vardarensis Ikonomov, 1962 + + + + + Baetis vernus Curtis, 1834 + + + + + Centroptilum luteolum (Müller, 1776) + + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 190 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Centroptilum sp. + Cloeon dipterum (Linnaeus, 1761) + + + + Cloeon simile Eaton, 1870 + + Cloeon sp. + + Procloeon bifidum (Bengtsson, 1912) + Procloeon pennulatum (Eaton, 1870) + Procloen macronyx (Kluge and Novikova, 1992) + Procloeon sp. + Pseudocentroptiloides sp. + Brachycercus harrisella Curtis, 1834 + Caenis horaria (Linnaeus, 1758) + + + + + + + Caenis lactea (Burmeister, 1839) + Caenis macrura Stephens, 1835 + + + + + + Caenis luctuosa (Burmeister, 1839) + + + + Caenis pseudorivulorum Keffermüller, 1960 + Caenis pusilla Navás, 1913 + + Caenis rivulorum Eaton, 1884 + + + Caenis robusta Eaton, 1884 + + Caenis sp. + + + + Ecdyonurus austriacus Kimmins, 1958 + + + + + + + Ecdyonurus dispar (Curtis, 1834) + + + + + + + Ecdyonurus aurantiacus (Burmeister, 1839) + + + + Ecdyonurus epeorides Demoulin, 1955 + + + + + + Ecdyonurus forcipula (Pictet, 1843) + + + + + Ecdyonurus helveticus (Eaton, 1885) + + + Ecdyonurus insignis (Eaton, 1870) + + + + + + + + + Ecdyonurus quadrilineatus Landa, 1970 + Ана Петровић Докторска дисертација 191 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Ecdyonurus sp. + + + + + + Ecdyonurus subalpinus Klapálek, 1907 + Ecdyonurus submontanus Landa, 1969 + Ecdyonurus torrentis Kimmins, 1942 + + + + Ecdyonurus venosus (Fabricius, 1775) + + + + + + + + + Ecdyonurus zelleri (Eaton, 1885) + Electrogena affinis (Eaton, 1883) + + Electrogena lateralis (Curtis, 1834) + + + Electrogena macedonica (Ikonomov, 1954) + + Epeorus yougoslavicus (Samal, 1935) + + Epeorus assimilis Eaton, 1885 + + + + + + + Epeorus sp. + + Dacnogenia coreulans Rostock, 1878 + Heptagenia flava Rostock, 1878 + Heptagenia longicauda (Stephens, 1835) + Heptagenia sp. + + + Heptagenia sulphurea (Müller, 1776) + + + + + + Kageronia fuscogrisea (Retzius, 1783) + + Rhithrogena beskidensis AlbaTerced. & Sowa, 1987 + + + + + Rhithrogena germanica Eaton, 1885 + Rhithrogena fiorii Grandi, 1953 + + + Rhithrogena semicolorata (Curtis, 1834) + + + + + + + Rhithrogena sp. + + Ephemera danica Müller, 1764 + + + + + + + + Ephemera glaucops Pictet, 1843 + Ephemera hellenica Demoulin, 1955 + + + + Ephemera lineata Eaton, 1870 + + Ана Петровић Докторска дисертација 192 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Ephemera sp. + + Ephemera vulgata Linnaeus, 1843 + + + + + Ephemerella mukronata Bengtsson, 1909 + + Ephemerella notata Eaton, 1887 + + + + + + Ephemerella sp. + + + + Ephemerella ikonomovi Puthz, 1971 + + + + + Seratella ignita (Poda, 1761) + + + + + + + + + + Torleya major (Klapálek, 1905) + + + + + Choroterpes picteti (Eaton, 1871) + Habroleptoides modesta (Hagen, 1864) + + + + + + + Habroleptoides confusa Sartori and Jacob, 1986 + + Habrophlebia fusca (Curtis, 1834) + + + + + + Habrophlebia lauta Eaton, 1884 + + + + + Habrophlebia sp. + Paraleptophlebia cincta (Retzius, 1783) + + + Paraleptophlebia lacustris Ikonomov, 1962 + Paraleptophlebia sp + Paraleptophlebia submarginata (Stephens, 1835) + + + + + + + + Oligoneuriella pallida (Hagen, 1855) + + Oligoneuriella rhenana (Imhoff, 1852) + + + + + + Palingenia longicauda Olivier, 1791 + Ephoron virgo (Olivier, 1791) + Potamanthus luteus (Linnaeus, 1767) + + + + + + + Siphlonurus aestivalis Eaton, 1903 + + Siphlonurus sp. + Ана Петровић Докторска дисертација 193 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в ODONATA Aeshna affinis Van Der Linden, 1820 + + + + Aeshna cyanea (Müller, 1764) + Aeshna isosceles (Müller, 1767) + Aeshna juncea (Linnaeus, 1758) + Aeshna mixta Latreille, 1805 + + + + Anax imperator Leach, 1815 + Brachytron pratense (Müller, 1764) + + Anax ephippiger (Burmeister, 1839) + + Anax parthenope Sélys, 1893 + + Calopteryx splendens (Harris, 1782) + + + + + + Calopteryx virgo (Linnaeus, 1758) + + + + + Agrion sp. + Caenagrion hastulatum (Charpentier, 1825) + Coenagrion mercuriale (Charpentier, 1840) + Coenagrion ornatum (Selys, 1850) + + Coenagrion puella (Linnaeus, 1758) + + + Coenagrion pulchellum (Van der Linden, 1825) + + + Enallagma cyanthigerum (Charpentier, 1840) + + Erythromma viridulum (Charpentier, 1840) + + + Erythromma najas (Hansemann, 1823) + Erythromma lindenii (Selys, 1840) + Ischnura elegans (Van der linden, 1820) + + + + Ischnura pumilio (Charpentier, 1825) + + + Pyrrhosoma nymphula (Sulzer, 1776) + + Cordulegaster bidentata Selys, 1843 + Cordulegaster boltonii (Donovan, 1807) + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 194 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Cordulegaster heros Theischinger, 1979 + + Cordulegaster sp. + + Cordulia aenea (Linnaeus, 1758) + + + + Epitheca bimaculata (Charpentier, 1825) + Somatochlora flavomaculata (Van der Linden, 1825) + + Somatochlora metallica (Van der Linden, 1825) + Gomphus flavipes (Charpentier, 1825) + + + + + Gomphus simillimus Selys, 1840 + Gomphus sp. + + Gomphus vulgatissimus (Linnaeus, 1758) + + + + + + + + Onychogomphus forcipatus (Linnaeus, 1758) + + + + + + + + Onychogomphus uncatus (Charpentier, 1840) + Ophiogomphus cecilia (Fourcroy, 1785) + + + + Lestes viridis Kennedy, 1920 + + + + Lestes virens (Charpentier, 1825) + + Lestes barbarus (Fabricius, 1798) + + Lestes dryas Kirby, 1890 + + + Lestes macrostigma (Eversmann, 1836) + Lestes parvidens Artblevskii, 1929 + Lestes sp. + Lestes sponsa (Hansemann, 1823) + + + + Sympecma fusca (Van der Linden, 1820) + + + + + Leucorrhinia rubicunda (Linnaeus, 1758) + Libellula depressa Linnaeus, 1758 + + + + + Libellula fulva Müller, 1764 + Libellula quadrimaculata Linnaeus, 1758 + + + Orthetrum albistylum (Selys, 1848) + + + Ана Петровић Докторска дисертација 195 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и д р и м Е ге јс к и сл и в Orthetrum brunneum (Fonscolombe, 1837) + + + Orthetrum cancellatum (Linnaeus, 1758) + + + Orthetrum coerulescens (Fabricius, 1798) + + Sympetrum flaveolum (Linnaeus, 1758) + + + Sympetrum fonscolombei (Selys, 1840) + Sympetrum meridionale (Selys, 1841) + + + + Sympetrum striolatum (Charpentier, 1840) + + Sympetrum depressiusculum (Selys, 1841) + + Sympetrum vulgatum (Linnaeus, 1758) + Crocothemis erythraea (Brulle, 1832) + + Platycnemis pennipes (Pallas, 1771) + + + + + PLECOPTERA Capnia bifrons (Newman, 1839) + + + + + + + + Capnia spp. + + + + Capnia vidua Klapálek, 1904 + + + + Chloroperla sp. + + Siphonoperla torrentium (Pictet 1841) + + + + Chloroperla tripunctata (Scopoli, 1763) + + Siphonoperla neglecta (Rostock 1888) + + + + + + Siphonoperla transsylvanica (Kis, 1963) + Leuctra albida Kempny, 1899 + Leuctra aurita Navás, 1919 + + Leuctra autumnalis Aubert, 1948 + Leuctra braueri Kempny 1898 + + + + + Leuctra bronislawi Sowa, 1970 + + + + + + Leuctra cingulata Kempny, 1899 + + + + Leuctra digitata Kempny, 1899 + + + + + + Leuctra fusca (Linnaeus, 1758) + + + + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 196 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Leuctra hippopoides Kacanski & Zwick, 1970 + + + + Leuctra hippopus Kempny, 1899 + + + + + + + + + + Leuctra hirsuta Bogescu & Tabacaru, 1960 + + + + + + Leuctra inermis Kempny, 1899 + + + + + + Leuctra major Brinck, 1949 + + + + Leuctra moselyi Morton, 1929 + Leuctra nigra (Olivier, 1811) + + + + + + Leuctra prima Kempny, 1899 + + + Leuctra pseudohippopus Raušer 1965 + + Leuctra pseudosignifera Aubert, 1954 + + + + + + Leuctra quadrimaculata Kis, 1963 + + + Leuctra spp. + + + + + + Amphinemura sp. + + + Amphinemura standfussi (Ris, 1902) + + + Amphinemura sulcicollis (Stephens, 1836) + + + + + + + Amphinemura triangularis (Ris, 1902) + + + + + + Nemoura avicularis Morton, 1894 + Nemoura cambrica Stephens, 1836 + + + + Nemoura carpathica Illies, 1963 + + Nemoura cinerea (Retzius, 1783) + + + + + + + Nemoura flexuosa Aubert, 1949 + + Nemoura fusca Kis 1963 + Nemoura longicauda Kis, 1964 + Nemoura marginata Pictet, 1835 + + + + + Nemoura minima Aubert, 1946 + Nemoura monticola Raušer, 1965 + Nemoura spp. + + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 197 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Nemoura subtilis Klapálek, 1896 + + Nemoura uncinata Despax, 1934 + Nemoura zwicki Sivec, 1980 + + + Nemurella pictetii (Klapálek, 1900) + + + + + Protonemura aestiva Kis, 1965 + + Protonemura auberti Illies, 1954 + + + Protonemura autumnalis Raušer, 1956 + + + + + Protonemura beaumonti (Aubert, 1956) + + Protonemura brevistyla (Ris, 1902) + + Protonemura hrabei Raušer, 1956 + + + + + + Protonemura illiesi Kis, 1963 + + Protonemura intricata (Ris, 1902) + + + + + + + Protonemura lateralis (Pictet, 1836) + + Protonemura meyeri (Pictet, 1841) + + + + Protonemura montana Kimmins, 1941 + + + + Protonemura nitida (Pictet, 1836) + + + + Protonemura praecox (Morton, 1894) + + + Protonemoura sp. + + + + + Dinocras megacephala (Klapálek, 1907) + + + + Dinocras sp. + Marthamea vitripennis (Burmeister, 1839) + + + Perla abdominalis Guérin-Méneville, 1838 + + + + + Perla bipunctata Pictet, 1833 + + + + + + + Perla burmeisteriana Claassen, 1936 + + + + + + Perla illiesi Braasch & Joost, 1971 + + Perla marginata (Panzer, 1799) + + + + + Perla grandis Rambur 1842 + + + Perla pallida Guérin-Méneville, 1838 + + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 198 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и д р и м Е ге јс к и сл и в Perla sp. + + + + Arcynopteryx dichroa (McLachlan 1872) + Isogenus nubecula Newman, 1833 + + + + + Isoperla belai Illies, 1963 + + + + Isoperla bosnica Aubert, 1964 + Isoperla buresi Raušer, 1962 + + Isoperla difformis (Klapálek, 1909) + + Isoperla goertzi Illies, 1952 + + Isoperla gramatica (Poda, 1761) + + + + + + + Isoperla graeca Aubert, 1956 + Isoperla obcura (Zetterstedt, 1840) + Isoperla oxylepis (Despax, 1936) + Isoperla pawlowski Wojtas, 1961 + Isoperla rivulorum (Pictet, 1841) + + Isoperla sp. + + + Isoperla sudetica (Kolenati, 1859) + Isoperla tripartita Illies 1954 + + + + + Perlodes dispar (Rambur, 1842) + + + Perlodes intricatus (Pictet 1841) + + + Perlodes microcephalus (Pictet, 1833) + + + + + Perlodes sp. + + + Brachyptera braueri (Klapálek, 1900) + Brachyptera risi (Morton, 1896) + + + + + + + Brachyptera helenica Aubert, 1956 + Brachyptera graeca Berthélemy, 1971 + Brachyptera seticornis (Klapálek, 1902) + + + + + Brachyptera sp. + + + Brachyptera trifasciata (Pictet, 1832) + Ана Петровић Докторска дисертација 199 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Taeniopteryx hubaulti Aubert, 1946 + Taeniopteryx nebulosa (Linnaeus, 1758) + + + Taeniopteryx schoenemundi (Mertens, 1923) + Taeniopteryx sp. + TRICHOPTERA Apatania sp. + + + Beraea maurus(Curtis, 1834) + + Beraea pullata (Curtis, 1834) + Beraeamyia schmidi Botosaneanu, 1960 + Beraeodes minutus (Linnaeus, 1761) + + Ernodes articularis Pictet, 1834 + + + Brachycentrus maculatus (Fourcroy , 1785) + + + Brachycentrus montanus Klapalek, 1892 + + + + Brachycentrus sp. + Brachycentrus subnubilus Curtis, 1834 + + + + Micrasema longulum McLachlan, 1876 + + Micrasema minimum McLachlan, 1876 + + + Micrasema sericeum Klapalek, 1902 + + Micrasema sp. + Oligoplectrum sp. + Ecnomus tenellus (Rambur, 1842) + + Agapetus ochripes Curtis, 1834 + + + + + + Agapetus fuscipes Curtis, 1834 + + Agapetus laniger (Pictet, 1843) + + Agapetus slavorum Botosaneanu, 1960 + + Agapetus sp. + + + Glossosoma bifidum McLachlan, 1879 + Ана Петровић Докторска дисертација 200 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Glossosoma boltoni Curtis, 1834 + + + + + + Glossosoma conformis Neboiss, 1963 + Glossosoma discophorum Klapalek, 1902 + Glossosoma intermedium Klapalek, 1892 + Glossosoma sp. + + + Synagapetus iridipennis McLachlan, 1879 + + Synagapetus krawanyi Ulmer, 1938 + Goera pilosa (Fabricius, 1775) + + + + + Lithax niger (Hagen, 1859) + + Lithax obscurus (Hagen, 1859) + + + + + + Silo nigricornis (Pictet, 1834) + + + + + + Silo pallipes (Fabricius, 1781) + + + + + + Silo piceus (Brauer, 1857) + + + + + Silo sp. + Helicopsyche bacescui Orghidan & Botosaneanu, 1953 + + + Helicopsyche sperata (Benoit, 1857) Helicopsyche sp. + + Cheumatopsyche lepida (Pictet, 1834) + + + + + + + + Diplectrona atra McLachlan, 1878 + Diplectrona felix McLachlan, 1878 + + Hydropsyche angustipennis (Curtis, 1834) + + + + + + + + + + Hydropsyche botosaneanui Marinkovic, 1966 + Hydropsyche bulbifera McLachlan, 1878 + + Hydropsyche contubernalis McLachlan, 1865 + + + + + + + + Hydropsyche fulvipes (Curtis, 1834) + + + + Hydropsyche instabilis (Curtis, 1834) + + + + + + + Hydropsyche mahrkusha Schmid, 1959 + Hydropsyche modesta Navás, 1925 + + Ана Петровић Докторска дисертација 201 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Hydropsyche ornatula McLachlan, 1878 + Hydropsyche pellucidula (Curtis, 1834) + + + + + + + Hydropsyche peristerica Botosaneanu & Marinkovic, 1968 + + + Hydropsyche saxonica McLachlan, 1884 + + + + + Hydropsyche siltalai Döhler, 1963 + Hydropsyche silfvenii Ulmer, 1906 + Hydropsyche sp. + + + + + + + + Hydropsyche tabacarui Botosaneanu, 1960 + Hydropsyche tjederi Botosaneanu & Marinkovic, 1966 + Agraylea multipunctata Curtis, 1834 + Agraylea sexmaculata Curtis, 1834 + + Hydroptila sp. + + Hydroptila sparsa Curtis, 1834 + + + Hydroptila tineoides Dalman, 1819 + + + Hydroptila vectis Curtis, 1834 + Ithytrichia lamellaris Eaton 1873 + Orthotrichia sp. + Stactobia sp. + Crunoecia sp. + Lasiocephala basalis (Kolenati, 1848) + + + + Lepidostoma hirtum (Fabricius, 1775) + Crunoecia bosniaca Marinković-Gospodnetić, 1970 + Crunoecia kempnyi Morton, 1901 + Adicella balcanica Botosaneanu & Novak, 1965 + Adicella filicornis (Pictet, 1834) + + + + Adicella sp. + Ана Петровић Докторска дисертација 202 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Adicella syriaca Ulmer, 1907 + + Athripsodes aterrimus (Stephens, 1836) + + Athripsodes albifrons (Linnaeus, 1758) + Athripsodes bilineatus (Linnaeus, 1758) + + Athripsodes commutatus (Rostock, 1874) + Ceraclea annulicornis (Stephens, 1836) + + Leptocerus interruptus (Fabricius, 1775) + + Leptocerus sp. + + + + + Mystacides azurea (Linnaeus, 1761) + + + Mystacides longicornis (Linnaeus, 1758) + Mystacides nigra (Linnaeus, 1758) + + + + Oecetis testacea Curtis, 1834 + Paroecetis sp. + Paroecetis struckii (Klapalek, 1903) + Setodes hungaricus Ulmer, 1907 + Triaenodes kawraiskii (Martynov, 1909) + Triaenodes sp. + Ylodes simulans (Tjeder, 1929) + Allogamus auricollis (Pictet, 1834) + + + Allogamus sp. + + + + Allogamus uncatus (Brauer, 1857) + + Anabolia furcata Brauer, 1857 + Anabolia laevis (Zetterstedt, 1840) + Anabolia nervosa (Curtis, 1834) + + + + + + Annitella obscurata (McLachlan, 1876) + + + + Annitella triloba Marinkovic- Gospodnetic, 1957 Chaetopteryx cissylvanica Botosaneanu, 1959 + + Ана Петровић Докторска дисертација 203 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Chaetopteryx regulosa schmidi Botosaneanu, 1957 Chaetopteryx sp. + + Chaetopteryx stankovići Marinkovic- Gospodnetic, 1966 Chaetopteryx villosa (Fabricius, 1789) + + Chaetopteroides maximus Kumanski, 1968 + Drusus annulatus (Stephens, 1837) + + + Drusus biguttatus (Pictet, 1834) + Drusus botasaneanu Botosaneanu, 1965 Drusus discolor (Rambur, 1842) + + Drusus discophorus Radovanovic, 1943 Drusus monticola McLachlan, 1876 + Drusus serbicus Marinkovic- Gospodnetic, 1971 + Drusus sp. + + + Drusus trifudus McLachlan, 1876 + + Ecclisopteryx madida McLachlan, 1867 + Ecclisopterix guttulata (Pictet, 1834) + Glyphotaelius gripekoveni (Keifer, 1913) + Glyphotaelius pellucidus (Retzius, 1783) + + + + Glyphotaelius polytomus Harting, 1893 + Grammotaulius atomarius (Fabricius, 1793) + Grammotaulius nigropunctatus (Retzius, 1783) + + Grammotaulius nitidus (Müller, 1764) + Grammotaulius sp. + + Halesus digitatus (Schrank, 1781) + + + + + Halesus interpunctatus (Zetterstedt, 1840) + + + Halesus sp. + Halesus tesselatus (Rambur, 1842) + + + Ана Петровић Докторска дисертација 204 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Hydatophylax infumatus (McLachlan, 1865) + Limnephiluis fuscicornis (Rambur, 1842) + Limnephilus affinis Curtis, 1834 + Limnephilus auricula Curtis, 1834 + + Limnephilus bipunctatus Curtis, 1834 + + + + + Limnephilus caenosus Curtis, 1834 + + Limnephilus centralis Curtis, 1834 + Limnephilus decipiens (Kolenati, 1848) + + Limnephilus elegans Curtis, 1834 + Limnephilus extricatus McLachlan, 1865 + + + Limnephilus flavicornis (Fabricius, 1787) + + + Limnephilus lunatus Curtis, 1834 + + + + Limnephilus marmoratus Curtis, 1834 + Limnephilus rhombicus (Linnaeus, 1758) + + + Limnephilus sp. + + + + + + Limnephilus sparsus Curtis, 1834 + Limnephilus vittatus (Fabricius, 1798) + + Melampophylax mucoreus Hagen, 1861 + Mesophylax impunctatus McLachlan, 1884 + + + Metanoea flavipennis (Pictet, 1834) + + Micropterna lateralis Stephens, 1874 + Micropterna nycterobia (McLachlan, 1875) + Micropterna seguax (McLachlan, 1875) + Micropterna sp. + Micropterna testacea (Gmelin, 1790) + + + + + Nemotaulius punctatolineatus (Retzius, 1783) + + Ана Петровић Докторска дисертација 205 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Parachiona picicornis (Pictet, 1834) + Potamophylax cingulatus (Stephens, 1837) + + + + Potamophylax latipennis (Curtis, 1834) + + + + + Potamophylax luctuosus (Piller & Mitterpacher, 1783) + + + Potamophylax nigricornis (Pictet, 1834) + + + + + + + Potamophylax pallidus (Klapalek, 1899) + Potamophylax rotundipennis (Brauer, 1857) + Potamophylax sp. + + + Psilopteryx montana Kumanski, 1968 + Stenophylax mitis McLachlan, 1875 + Stenophylax mucronatus McLachlan, 1880 + Stenophylax permistus McLachlan, 1895 + + Stenophylax sp. + + + Stenophylax meridiorientalis McLachlan, 1875 + + Stenophylax vibex (Curtis, 1834) + + Odontocerum albicorne (Scopoli, 1763) + + + + + Odontocerum hellenicum Malicky, 1972 + Chimarra marginata (Linnaeus, 1767) + Philopotamus montanus (Donovan, 1813) + + + + + + + + + Philopotamus sp. + + Philopotamus variegatus (Scopoli, 1763) + + + + + Wormaldia occipitalis(Pictet, 1834) + + + + + + Wormaldia pulla (McLachlan, 1878) + + + Wormaldia sp. Wormaldia subnigra McLachlan, 1865 + + + + Phryganea grandis Linnaeus, 1758 + + Phryganea sp. + Ана Петровић Докторска дисертација 206 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Cyrnus crenaticornis (Kolenati, 1859) + Cyrnus flavidus McLachlan, 1864 + + Cyrnus sp. + Cyrnus trimaculatus (Curtis, 1834) + + + + Holocentropus sp. + Holocentropus stagnalis (Albarda, 1874) + Neureclipsis bimaculata (Linnaeus, 1758) + + Plectrocnemia conspresa (Curtis, 1834) + + + + Plectrocnemia geniculata McLachlan, 1871 + + + Plectrocnemia minima Klapalek, 1899 + + Plectrocnemia sp. + + + Polycentropus irroratus Curtis, 1835 + Polycentropus excisus Klapalek, 1894 + Polycentropus flavomaculatus (Pictet, 1834) + + + + + + + Polycentropus sp. + + + Lype phaeopa (Stephens, 1836) + Lype reducta (Hagen, 1868) + Psychomyia fragilis (Pictet, 1834) Psychomyia klapaleki Malicky, 1995 + Psychomyia pusilla (Fabricius, 1781) + + + + + + + Tinodes pallidulus Mclachlan, 1878 + + + Tinodes rostocki Mclachlan, 1878 + + + Tinodes sp. + + + Tinodes unicolor (Pictet, 1834) + Tinodes waeneri (Linnaeus, 1758) + + Rhyacophila aquitanica McLachlan, 1879 + Rhyacophila balcanica Radovanovic, 1953 + + Ана Петровић Докторска дисертација 207 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Rhyacophila bosniaca Schmid, 1970 + Rhyacophila dorsalis (Curtis, 1834) + + + Rhyacophila evoluta McLachlan, 1879 + + + + + Rhyacophila fasciata Hagen, 1859 + + + + + + + Rhyacophila fischeri Botosaneanu, 1957 + Rhyacophila furcifera Klapalek, 1904 + Rhyacophila glareosa McLachlan, 1867 + Rhyacophila intermedia McLachlan., 1868 + Rhyacophila hirticornis McLachlan, 1879 + Rhyacophila laevis Pictet, 1834 + + Rhyacophila loxias Schmid, 1970 + Rhyacophila mocsaryi Klapalek, 1894 + + + Rhyacophila nubila (Zetterstedt, 1840) + + + + + + + + Rhyacophila obliterata McLachlan, 1863 + + + + + Rhyacophila obtusa Klapalek, 1894 + + + Rhyacophila pascoei McLachlan, 1879 + + + + Rhyacophila philopotamoides McLachlan, 1879 + + + Rhyacophila polonica McLachlan, 1879 + + + Rhyacophila praemorsa McLachlan, 1879 + Rhyacophila pubescens Pictet, 1834 + + + Rhyacophila sp. + + + + + + Rhyacophila stankovići Radovanovic, 1932 + Rhyacophila torrentium Pictet, 1834 + Rhyacophila trescavicensis Botosaneanu, 1960 + Rhyacophila tristis Pictet, 1834 + + + + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 208 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Rhyacophila vranitzensis Gospodnetic & Botosaneanu, 1967 + + Rhyacophila vulgaris Pictet, 1834 + + + Notidobia ciliaris (Linnaeus, 1761) + + Oecismus monedula (Hagen, 1859) + + Sericostoma flavicorne Schneider, 1845 + Sericostoma personatum Kirby & Spencer, 1826 + + + + + + + + Sericostoma sp. + + Sericostoma timidum Hagen, 1864 + Thremma anomalum McLachlan, 1876 + + + + DIPTERA Atherix ibis (Fabricius, 1798) + + + + + Atherix sp. + + + Atrichops crassipes (Meigen, 1820) + Ibisia marginata (Fabricius, 1781) + + + + + + + Blepharicera fasciata fasciat (Westwood, 1842) + + + Blepharicera sp. + Liponeura brevirostris Loew, 1877 + Liponeura cordata Vimmer, 1916 + Liponeura decipiens Bezzi, 1913 + Liponeura cinarasceus minor Bischoff, 1922 + Liponeura sp. + + + + + + + Bezzia sp. + + + Ceratopogon sp. + + Culicoides circumscriptus Kieffer, 1918 + + Culicoides nubeculosus Meigen, 1830 + Culicoides sp. + + Ана Петровић Докторска дисертација 209 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Dasyhella sp. + Dasyhella versicolor (Winnertz, 1852) + Palpomyia lineata (Meigen, 1804) + Probezzia seminigra Panzer, 1796) + Stilobezzia sp. + Chaoborus crystalinus (De Geer, 1776) + + + Chironomidae Beckidia zabolotzkyi (Goetghebuer, 1938) + + + Chernovskiia orbicus (Townes, 1945 ) + + Chironomus plumosus (Linnaeus,1758) + + + + + Chironomus riparius Meigen 1804 + + + + + + Chironomus bernensis Kloetzli 1973 + + Chironomus acutiventris Wuelker, Ryser & Scholl 1983 + + Chironomus (Chironomus) annularius Meigen 1818 + + Chironomus obtusidens Goetghebuer 1921 + Chironomus luridus group + Cladotanytarsus mancus (Walker, 1856) + + + + Cladotanytarsus sp. + + Cladopelma viridulum (Linnaeus 1767) + Cryptochironomus defectus (Kieffer, 1913) + + + + + + Cryptochironomus sp. + + + + + Demicryptochironomus vulneratus (Zetterstedt, 1838) + + + + + Dicrotendipes nervosus (Staeger, 1839) + + + + Dicrotendipes notatus (Meigen, 1818) + Endochironomus albipennis (Meigen, 1830) + Ана Петровић Докторска дисертација 210 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Endochironomus dispar (Meigen, 1830) + + Endochironomus tendens (Fabricius, 1775) + Glyptotendipes cauliginellus (Kieffer, 1913) + + Glyptotendipes pallens (Meigen 1804) + Harnischia fuscimanus (Kieffer, 1921) + + + + Harnischia sp. + + + Microchironomus tener (Kieffer, 1918) + + + Micropstra bidentata Goetghebuer, 1921 + Micropstra curvicornis (Chernovskij, 1949) + + + + Micropsectra junci (Meigen, 1818) + + + Micropstra sp. + Microtendipes chloris(Meigen, 1818) + Microtendipes pedellus agg. sensu Moller Pillot (1984) + Microtendipes tarsalis agg. sensu Moller Pillot (1984) + Omisus caledonicus (Edwards, 1932) + Parachrionomus arcuatus (Goetghebuer, 1921). + + Parachironomus frequens (Johannsen, 1905) + Parachironomus varus (Goetghebuer 1921) + Paracladopelma camptolabis (Kieffer, 1913) + Paracladopelma doris (Townes, 1945) + Paracladopelma laminatum (Kieffer, 1921) + Paracladopelma nigritulum (Goetghebuer, 1942) + Paralauterborniella nigrohalteralis (Malloch,1915) + + Paratanytarsus austriacus (Kieffer,1924) + + Paratanytarsus dissimilis (Johannsen, 1905) + + Ана Петровић Докторска дисертација 211 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Paratanytarsus lauterborni (Kieffer, 1909) + + + + + Paratendipes albimanus (Meigen, 1818) + + Paratendipes connectens (Meigen, 1830) + Paratendipes nubilus (Meigen, 1830) + + + Phaenopsectra sp. + Phaenopsectra flavipes (Meigen, 1818) + + Polypedilum albicorne (Meigen, 1838) + + Polypedilum convictum (Walker, 1856) + + + + + + Polypedilum cultellatum Goetghebuer, 1931 + Polypedilum laetum (Meigen, 1818) + + + + Polypedilum nubeculosum (Meigen, 1804) + + + + + Polypedilum pedestre (Meigen, 1830) + + + + + Polypedilum scalaenum (Schrank, 1803) + + + + + Polypedilum uncinatum Goetghebuer, 1921 + Pseudochironomus prasinatus (Staeger, 1839) + + Rheotanytarsus rivulorum (Kieffer & Thienemann, 1908) + + + Rheotanytarsus sp. + + Robackia demeijerei (Kruseman, 1933) + + Saetheria reissi Jackson, 1977 + Saetheria sp. + Stempellinella brevis (Edwards, 1929) + Stempellina cornuta Kieffer 1922 + Stempellinella edwardsi Spies & Saether 2004 + Stictochironomus maculipennis (Meigen, 1818) + Stictochironomus pictulus (Meigen, 1830) + Ана Петровић Докторска дисертација 212 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Stictochironomus sticticus (Fabricius, 1781) + Tanytarsus gregarius (Kieffer, 1909) + + Tanytarsus sp. + + Xenochironomus xenolabis (Kieffer 1916) + + Diamesa sp. + + + + + + Potthastia gaedii (Meigen, 1838) + + Potthastia longimanus Kieffer, 1922 + + Acricotopus lucens (Zetterstedt, 1850) + Brillia flavifrons (Johannsen, 1905) + Brillia longifurca Kieffer 1921 + Brillia bifida (Kieffer, 1909) + + + + Bryophaenocladius subvernalis (Edwards, 1929) + Cardiocladius fuscus Kieffer, 1924 + Chaetocladius perennis (Meigen, 1830) + Chaetocladius vitellinus (Kieffer, 1908) + Corynoneura cf. antennalis sensu Schmid (1993) + Corynoneura coronata Edwards 1924 + Corynoneura celeripes Winnertz, 1852 + Corynoneura lobata Edwards, 1924 + Corynoneura scutellata Winnertz, 1846 + + Cricotopus annulator (Goetghebuer, 1927) + + + + Cricotopus algarum (Kieffer, 1911) + + + + Cricotopus albiforceps (Kieffer, 1916) + + + + Cricotopus fuscus (Kieffer, 1909) + + + + Cricotopus triannulatus (Macquart 1826) + + + + + Cricotopus bicinctus (Meigen,1818) + + + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 213 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Cricotopus gr. sylvestris sensu Hirvenoja, 1973 + + + + + + Cricotopus tremulus (Linnaeus, 1758) + + Cricotopus trifascia Edwards, 1929 + + + + + Epoicocladius ephemerae (Kieffer, 1924) + + Eukiefferiella brevicalcar (Kieffer, 1911) + + + Eukiefferiella clypeata (Kieffer, 1923) + + + Eukiefferiella claripennis (Lundbeck, 1898) + + + + + Eukiefferiella coerulescens (Kieffer 1926) + + + Eukiefferiella cyanea Thienemann 1936 + Eukiefferiella fittkaui Lehmann 1972 + Eukiefferiella lobifera (Goetghebuer, 1934) + + Eukiefferiella gracei (Edwards, 1929) + + + Eukiefferiella longipes (Chernovskij,1949) + + Eukiefferiella ilkleyensis (Edwards, 1929) + + Eukiefferiella minor (Edwards, 1929) + Heleniella ornaticollis (Edwards, 1929) + + + Hydrobaenus sp. + Limnophyes asquamatus (Soeg. Andersen, 1937) + Limnophyes minimus (Meigen 1818) + + Limnophyes sp. + Microtendipes chloris (Meigen, 1818) + Metriocnemus eurynotus (Holmgren 1883) + Nanocladius dichromus (Kieffer, 1906) + + + + + Nanocladius rectinervis (Kieffer, 1911) + Orthocladius thienemanni (Kieffer, 1906) + + + + Orthocladius (Euorthocladius) sp. + Ана Петровић Докторска дисертација 214 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Orthocladius frigidus (Zetterstedt, 1838) + + Orthocladius lignicola Kieffer 1914 Orthocladius luteipes Goetghebuer 1938 + Orthocladius olivaceus (Kieffer, 1911) + + Orthocladius rivulorum Kieffer, 1909 + + + + Orthocladius rubicundus (Meigen, 1818) + + + + + Orthocladius saxosus (Tokunaga 1939) + Paracladius conversus (Walker,1856) + Paracricotopus niger (Kieffer, 1913) + Parakiefferiella bathophila (Kieffer, 1912) + + Parakiefferiella gracillima (Kieffer, 1922) + + Parametriocnemus stylatus (Spaerck, 1923) + + Paraphaenocladius impensus (Walker, 1856) + Paratrichocladius rufiventris (Meigen, 1830) + Paratrissocladius excerptus (Walker, 1856) + Psectrocladius barbimanus (Edwards, 1929) + + Psectrocladius calcaratus (Edwards, 1929) + Psectrocladius psilopterus (Kieffer, 1906) + + + + Pseudosmittia danconai (Marcuzzi, 1947) + Pseudosmittia simplex (Strenzke & Thienemann, 1942) + Rheocricotopus chalybeatus (Edwards,1929) + Rheocricotopus effusus (Walker, 1856) + + + Rheocricotopus fuscipes (Kieffer, 1909) + Rheosmittia spinicornis (Brundin, 1956) + Smittia sp. + + Synorthocladius semivirens (Kieffer, 1909) + + + Ана Петровић Докторска дисертација 215 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Thienemanniella clavicornis (Kieffer, 1911) + + + Thienemanniella flaviforceps (Kieffer, 1925) + + Thienemanniella majuscula (Edwards, 1924) + + Tvetenia bavarica (Goetghebuer, 1934) + + Tvetenia calvescens (Edwards, 1929) + Tvetenia tshernovskii (Pankratova,1968) + + Tvetenia discoloripes (Goetghebuer & Thienemann, 1936) + + Odontomesa fulva (Kieffer, 1919). + Prodiamesa olivacea (Meigen, 1818). + + + + + + Prodiamesa rufovittata (Goetghebuer, 1932). + + Ablabesmyia longistyla Fittkau 1962 + + Ablabesmyia monilis (Linnaeus, 1758) + + + + + Ablabesmyia phatta (Egger, 1864) + Anatopynia plumipes (Fries, 1823) + Apsectrotanypus trifascipennis (Zetterstedt 1838) + Arctopelopia barbitarsis (Zetterstedt, 1850) + Conchapelopia melanops (Meigen, 1818) + + Guttipelopia guttipennis (van der Wulp, 1861) + Krenopelopia sp. + Larsia curticalcar (Kieffer, 1918) + + + Macropelopia adaucta Kieffer,1916 + + Macropelopia nebulosa (Meigen, 1804) + + Monopelopia tenuicalcar (Kieffer, 1918) + Natarsia punctata (Fabricius, 1805) + Nilotanypus dubius (Meigen, 1804) + Ана Петровић Докторска дисертација 216 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Procladius sp. + + + + Rheopelopia sp. + + Tanypus kraatzi (Kieffer 1912) + + Tanypus punctipennis Meigen, 1818 + + + + + Tanypus sp. + + Thienemannimyia lentiginosa (Fries, 1823) + + + Zavrelimyia melanura (Meigen, 1804) + + Thienemannimyia sp. + Trissopelopia flavida (Kieffer, 1923) + + Zavrelimyia sp. + Syndiamesa hygropetrica (Kieffer 1909) + Diamesa latitarsis (Goetghebuer 1921) + Diamesa insignipes Kieffer 1908 + Pseudodiamesa nivosa (Goetghebuer 1928) + Acricotopus lucens (Zetterstedt 1850) + + Bryophaenocladius subvernalis (Edwards 1929) + Diplocladius cultriger Kieffer 1908 + Heterotrissocladius marcidus (Walker 1856) + Synorthocladius semivirens (Kieffer 1909) + + + + Orthocladius rivicola Kieffer 1911 + Psectrocladius obvius (Walker 1856) + + Trissocladius brevipalpis Kieffer 1908 + Trissopelopia flavida Kieffer 1923 + Tanypus (Tanypus) vilipennis (Kieffer 1918) + + + Psectrotanypus varius (Fabricius 1787) + Chernovskiia orbicus (Townes 1945) + Ана Петровић Докторска дисертација 217 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Cladopelma gr. laccophila + Cryptotendipes sp. + Lipiniella araenicola Shilova 1961 + Cullex sp. + + Dixa dilatata Strobl, 1900 + Dixa maculata Meigen, 1818 + Dixa sp. + Clinocera nigra (Meigen, 1804) + + + Clinocera sp. + Wiedemannia ouedorum Vaillant, 1952 + + Wiedemannia sp. + Chelifera precatoria (Fallen, 1815) + Hemerodromia sp. + + + Hemerodromia unilineata Zetterstedt, 1842 + + + + Ephydra sp. + Scatella stagnalis (Fallen, 1813) + Pelina sp. + Molophilus sp. + + Ormosia lineata (Meigen, 1804) + Ormosia sp. + + Scleroprocta sp. + Orimarga attenuata (Walker, 1848) + Orimarga sp. + Dactylolabis sp. + Hexatoma bicolor (Meigen, 1818) + + Hexatoma sp. + + + Ана Петровић Докторска дисертација 218 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Paradelphomyia sp. + + Limnophila maculata (Meigen, 1804) + + Limnophila mundata (Loew, 1871) + Limnophila sp. + + Limnophila submarmorata (Verrall, 1887) + + + + Antocha sp. + + + + Antocha vitripennis (Meigen, 1830) + + + + Limonia maculipennis (Meigen, 1818) + Limonia modesta (Meigen, 1818) + Limonia sp. + Limnophora riparia (Fallén, 1824) + + + + Limnophora sp. + + + + Dicronata bimaculata (Schummel, 1829) + + + + + + + + Dicronata sp. + + + + Pedicia straminea (Meigen, 1838) + + Pedicia immaculata (Meigen, 1804) + Pedicia sp. + + + + Bazarella sp. + Pericoma sp. + + + + Psychoda alternata Say, 1824 + + Psychoda gemina (Eaton, 1904) + Psychoda severini Tonnoir, 1922 + Psychoda pusilla Tonnoir, 1922 + + + + + + Psychoda sp. + + + + + Satcheilliella canescens (Meigen, 1818) + Ulomia (Satchelliella) cognata (Eaton, 1893) + + Satcheliella mutua (Eaton, 1893) + Ана Петровић Докторска дисертација 219 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Satcheliella sp. + Satchelliella stammeri (Jung, 1954) + + Ptychoptera sp. + + + + Scathophagidae 1 sp. Nederm. + Prosimulium hirtipes (Fries, 1824) + Prosimulium sp. + + + + Prosimulium tomosvaryi (Enderlein, 1921) + Simulium argyreatum Meigen, 1838 + Simulium reptans (Linnaeus, 1758) + + + Simulium angustatum (Rubzov, 1956) + Simulium (Eusimulim) aureum Fries, 1824 + + Simulium costatum Friederichs, 1920 + + Simulium cryophylum (Rubzov, 1959) + Simulim (Wilhelmia) balcanica (Enderlein, 1924) + Simulim (Wilhelmia) lineatum (Meigen, 1804) + Simulium spp. + + + + + + + + Twinnia sp. + Odagmia maxima Knoz, 1961 + Odagmia sp. + Oxycera meigenii Staeger, 1844 + Oxycera paradalina Meigen, 1822 + Oxycera pygmaea (Fallen, 1817) + Stratiomis longicornis (Scopoli, 1763) + Odontomyia ornata (Meigen, 1822) + Odontomyia sp. + Eristalis sp. + + + Eristalis tenax (Linnaeus, 1758) + + Ана Петровић Докторска дисертација 220 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Chrysops caecutiens (Linnaeus, 1758) + Chrysops sp. + Hybomitra sp. + + + Tabanus maculicornis (Zetterstedt, 1842) + Tabanus miki Brauer, 1880 + Tabanus sp. + + + + + + + Haematopota sp. + + Heptatoma pellucens (Fabricius, 1776) + + Heptatoma sp. + + Tipula luna Westhoff, 1879 + Tipula benesignata Mannheims, 1954 + Tipula cheethami Edwards, 1924 + + Tipula rufina rufina Meigen, 1818 + Tipula autumnalis Loew, 1864 + Tipula fulvipennis De Geer, 1776 + Tipula grisescens Zetterstedt, 1851 + Tipula lateralis Meigen, 1804 + + Tipula maxima Poda, 1761 + + Tipula pruinosa pruinosa Wiedemann, 1817 + Tipula saginata Bergroth, 1891 + + Tipula sp. + + + + + + Eriocera sp. + + Helobia sp. + Dolichopeza sp. + Trichocera sp. + Chrysophilus sp. + + + Ана Петровић Докторска дисертација 221 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Sylvicola sp. + HETEROPTERA Aphelocherius aestivalis (Fabricius, 1794) + + + Corixa sp. + Corixa punctata (Illiger 1807) + Glaenocorisa propingua (Fieber, 1860) + Glaenocorisa sp. + Sigara nigrolineata (Fieber 1848) + Sigara limitata (Fieber 1848) + Sigara striata (Linnaeus 1758) + Sigara iactans Jansson 1983 + Sigara lateralis (Leach 1817) + Sigara falleni (Fieber 1848) + Sigara sp. + + Aquarius najas (De Geer 1773) + Aquarius paludum (Fabricius 1794) + Gerris gibbifer Schummel 1832 + Gerris thoracicus Schummel 1832 + Gerris sp. + Rheumatobates sp. + Hydrometra stagnorum (Linnaeus 1758) + Hydrometra sp. + Ilyocoris cimicoides cimicoides (Linnaeus, 1758) + + + + Nepa cinerea Linnaeus, 1758 + + + + Ranatra linearis (Linnaeus, 1758) + + Notonecta glauca Linnaeus, 1758 + + Ана Петровић Докторска дисертација 222 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Notonecta viridis Delcourt 1909 + Notonecta sp. + + Mesovelia furcata Mulsant & Rey 1852 + Velia caprai Tamanini 1947 + + Velia affinis filippii (Tamanini 1947) + Velia sp. + COLEOPTERA Donacia crassipes Fabricius, 1775 + Donacia sp. + + Bagous bagdatensis Pic 1904 + + Bagous collignensis (Herbst 1797) + + Bagous lutulentus Gyllenhal 1813 + + Pelenomus canaliculatus (Fahaeus 1843) + Pelenomus commari (Panzer 1794) + + Pelenomus waltoni (Boheman 1843) + Phytobius velaris (Gyllenhal, 1827) + Phytobius leucogaster (Marsham, 1802) + + Rhinoncus castor (Fabricius 1792) + Rhinoncus inconspectus (Herbst 1795) + Rhinoncus pericarpius (Linnaeus 1758) + Rhinoncus perpendicularis (Reich 1797) + + Listronotus sp. + Helichus substriatus (Müller, 1806) + + + + Dryops sp. + Helichus sp. + + Agabus biguttatus (Olivier, 1795) + + Agabus sp. + Ана Петровић Докторска дисертација 223 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Agabus uliginosus (Linnaeus, 1761) + Deronectes sp. + Dytiscus marginalis Linnaeus, 1759 + Graphodytes sp. + Hydroporus erythrocephalus (Linnaeus, 1758) + Hydroporus sp. + Hygrotus decoratus (Gyllenhal, 1810) + Hygrotus inaequalis (Fabricius, 1777) + Ilybius guttiger (Gyllenhål, 1808) + Ilybius sp. + Laccophilus hyalinus (De Geer, 1774) + Platambus maculatus (Linnaeus, 1758) + + + + Platambus sp. + Scarodytes halensis (Fabricius, 1787) + + Elmis aenea (Müller, 1806) + + + + + Elmis maugeti Latreille, 1798 + + + + + + + Elmis rietscheli Steffan, 1958 + Elmis rioloides Kuwert, 1890 + Elmis spp. + + + + Esolus angustatus (Müller, 1821) + + + + + Esolus parallelepipedus (Müller, 1806) + Esolus sp. + + Limnius perrisi (Dufour, 1843) + + Limnius sp. + + + + + Limnius volckmari (Panzer, 1793) + + + + + + Normandia nitens (Müller, 1817) + Oulimnius sp. + + + + Ана Петровић Докторска дисертација 224 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Potamophilus acuminatus (Fabricius, 1792) + Potamophilus sp. + Riolus sp. + + Riolus subviolaceus (Müller, 1817) + + + Stenelmis canaliculata (Gyllenhål, 1808) + Stenelmis sp. + + + + + + Tanysphyrus lemnae (Fabricius 1792) + Notaris scirpi (Fabricius 1793) + Gyrinus sp. + + + + + Gyrinus substriatus Stephens, 1828 + Orectochilus villosus (Müller, 1776) + Brychius elevatus (Panzer, 1794) + Haliplus fulvus (Fabricius, 1801) + + + + Haliplus lineatocollis (Marsham, 1802) + Haliplus lineolatus Mannerheim, 1844 + Haliplus ruficolis (De Geer, 1774) + Haliplus sp. + + Hydraena gracilis Germar, 1824 + + + + + + + + Hydraena spp. + + + + + Limnebius sp. + Ochthebius foveolatus Germar, 1824 + Enochrus melanocephalus (Olivier, 1792) + Hydrophilus sp. + + Laccobius minutus (Linnaeus, 1758) + + Laccobius sp. + + Hydrous piceus (Linnaeus, 1758) + + Ана Петровић Докторска дисертација 225 Табела 1. наставак Таксон / слив Д ун ав С ав а Т и са В ел и к а М ор ав а Ју ж н а М ор ав а За п ад н а М ор ав а Д р и н а К ол уб ар а М л ав а и П ек Т и м ок Б ел и др и м Е ге јс к и сл и в Helophorus guttulus Motschulsky, 1860 + + Helophorus sp. + + Noterus sp. + Hydrocyphon deflexicollis (P.W. J. Müller, 1821) + Hydrocyphon sp. + Spercheus emarginatus (Schaller, 1783) + Ochthera mantis (De Geer, 1776) + Ochrosis ventralis (Illiger, 1807) + Elodes hausmani (Gredler, 1857) + Elodes marginata (Fabricius, 1798) + + + Elodes minuta (Linnaeus, 1767) + + Elodes sp. + + + NEUROPTERA Osmylus chrysops (Linnaeus, 1758) + Osmylus fulvicephalus (Scopoli, 1763) + + MEGALOPTERA Sialis fuliginosa Pictet, 1836 + + + Sialis lutaria (Linnaeus, 1758) + + + + Укупан број таксона 414 279 87 292 685 571 128 139 90 292 27 168 Ана Петровић Докторска дисертација 226 Прилог 2. Крајње угрожене врсте (CR) макробескичмењака у воденим екосистемима Србије Gastropodа Theodoxus transversalis (C.Pfeiffer, 1828) - извештај 16 Статус у међународној заштити (IUCN): EN IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2b(i,ii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Београд-Нови Сад Не постоји податак 0 1986 Arambasic, M. 1994. The Danube in Yug. Ђердап II Не постоји податак 0 1986 Arambasic, M. 1994. The Danube in Yug. Дунав код Београда Не постоји податак 52 2001 Karaman, B. 2001. Ekološka istina 304 Дунав-Доњи Милановац Не постоји податак 48 1994/95 Simić, S. 1997. Ekologija 79 Дунав-Кладово Не постоји податак 44 1994/95 Simić, S. 1997. Ekologija 79 Дунав-Кладово Не постоји податак 44 2001 Karaman, B. 2001. Ekološka istina 304 Дунав-Кусјак Не постоји податак 12 2001 Karaman, B. 2001. Ekološka istina 304 Дунав-Нови Сад Не постоји податак 0 1985/86 Pujin, V. 1990. Wat. Sci. Tech. 13-30 Дунав-Усје Не постоји податак 20 2001 Karaman, B. 2001. Ekološka istina 304 Дунав-Велико Градиште Не постоји податак 40 2001 Karaman, B. 2001. Ekološka istina 304 Ана Петровић Докторска дисертација 227 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 40.000 km2,стварни ареал - 19.500 km2, укупна заузета површина - 294 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: према последњим истраживањима ICPDR, 2002. године бројност ове врсте у Дунаву је смањена и има тенденцију даљег опадања. У нашем делу Дунава врста није констатована од 2001. године. Популације са већом бројношћу забележене су у Нишави, почетном делу Велике Мораве и у Јужној Морави у подручју Алексинца. Процењује се да бројност популације у сливу Мораве износи око 7.200 јединки. Деловање негативних фактора: врста је осетљива на загађење воде токсичним материјама. Предузете мере заштите: популације у Сићеву су у оквиру парка природе «Сићевачка клисура». Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте који се успешно спроводи у лабораторији Акваријума у Крагујевцу. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису истраживане. Јеленачки поток (Сава) Не постоји податак 10 2000 Živić, I. 2000. Ekologija 35/2, 108-109 Јужна Морава код Алексинца Појединачно (1, 1-10, <3%) 28 2005 Živić, I. . 2005. Dokt. dis. Нишава- Просек Појединачно (1, 1-10, <3%) 28 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Велика Морава -изнад Ћуприје Средња (3, 51-150, 11-20%) 12 2007 Simić, V. 2007. Neobjavljeni podaci Велика Морава Не постоји податак 2007 Paunović M. 2010. The Danube in Serbia (JDSII), 183-205 Ана Петровић Докторска дисертација 228 Trichoptera Beraeodes minutus (Linnaeus, 1761) - извештај 17 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2ab(ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): III Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд- пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Црновршка река (слив Тимока) Појединачно (1, 1-10, <3%) 2 2006 Paunović, M. 2006. Neobjavljeni podaci Рача-река Појединачно (1, 1-10, <3%) 4 2004 Veljković, А. 2004. Neobjavljeni podaci Радованска река (слив Тимока) Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1971 Marinković-Gospodnetić, М. 1975. Knjiga IV, SANU Сврљишки Тимок:од села Округлице до Књажевца Бројна (4, 151-500, 21- 40%) 8 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98-106 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 20.000 km2, стварни ареал - 10.000 km2, укупна заузета површина - 14 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: запажена је изразита флуктуација бројности. Периоду 1993/94. године забележена је најбројнија субпопулација у Сврљишком Тимоку, а током 2005/06. године нису забележене нити ларве нити адултни облици ове врсте. Такође, у Радованској реци нису потврђени ранији налази. У другим забележеним стаништима бројност популација је веома мала (појединачни примерци ларви). Деловање негативних фактора: Сврљишки Тимок је због мале количине воде у летњем периоду и еутрофизације све мање погодно станиште за живот ларви ове врсте. Предузете мере заштите: субпопулације у реци Рачи су у оквиру НП «Тара», а у Црновршкој реци у широј заштитној зони парка природе «Стара планина». Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Еx ситу третман ове врсте је могућ, али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису ближе истраживане. Ана Петровић Докторска дисертација 229 Trichoptera Drusus discolor (Rambur, 1842) - извештај 18 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2b(ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): III Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Брзећка река (Копаоник) Појединачно (1, 1-10, <3%) 20 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Градашничка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 16 1999/00 Paunović, M. 2001. Diplomski rad Извориште Бродске реке, Шар-планина Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1954 Marinković-Gospodnetić, М. 1975. Knjiga IV, SANU Крива Река: од изворишта до села Крљева Појединачно (1, 1-10, <3%) 12 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Самоковска река Појединачно (1, 1-10, <3%) 32 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Шар планина река Мурзица Средња (3, 51-150, 11-20%) 12 1995 Simić, V. 1996. Dokt. dis. 162 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 30.000 km2, стварни ареал - 12.500 km2, укупна заузета површина - 92 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: субпопулације у потоцима на Шар планини нису провереване током истраживања (2003-06.), али су у претходним (1954, 1995.) означене као малобројне. Бројност субпопулације на Копаонику износи просечно од 2 до 4 ларве/m2 речног дна. Деловање негативних фактора: нема довољно података. Предузете мере заштите: субпопулације на Шар планини и на Копаонику су о оквиру истоимених Националних паркова. Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: врста насељава подручје Балканског полуострва и делове Турске. Изразито хладностенотермна врста. Ана Петровић Докторска дисертација 230 Trichoptera Helicopsyche bacescui Orghidan & Botosaneanu, 1953 - извештај 19 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B2b(ii,iii,iv) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд- пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Грличка река Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1971 Marinković - Gospodnetić, М. 1975. Knjiga IV, SANU Река Арнаута (Бољевац) Мала (2, 11-50, 3-10%) 2 2004/05 Simić, V. 2004/05. Neobjavljeni podaci Сврљишки Тимок:од извора до Округлице Мала (2, 11-50, 3-10%) 16 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98-106 Сврљишки Тимок:од извора до Округлице Појединачно (1, 1-10, <3%) 16 2004 Simić, V. 2004. Neobjavljeni podaci Топлица Не постоји податак 68 2000/01 Živić, I. 2002. Arch. Biol. Sci., Belgrade 19-27 Топлица - притока Колубаре Не постоји податак 2000/01 Živić, I..et al. 2006. Biologia 61/2 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 10.000 km2, стварни ареал - 5.000 km2, укупна заузета површина - 102 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: бројност популација (субпопулација) у неколико станишта на подручју југоисточне Србије се према истраживањима лагано смањује. Просечна густина ларви субпопулација у горњем току Сврљишког Тимока је током 1991. године износила 22 јед/m2 речног дна, а током 2004. свега 5 јед/m2 речног дна. Субпопулација у горњем току реке Арнауте показује значајне скокове у бројности због нестанка воде из овог дела река током сушних година. Деловање негативних фактора: није посебно уочено, међутим може се навести: загађење, еутрофизација, притисак рибљих предатора, пресушивање горњих токова река. Предузете мере заштите: нема предузетих мера заштите. Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: врста насељава воде земаља Југоисточног Балкана (Бугарска, Грчка, Румунија, Македонија), и углавном је ретка. Ана Петровић Докторска дисертација 231 Trichoptera Thremma anomalum Mclachlan, 1876 - извештај 20 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: EN B1,2b(i,ii,iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): III Подаци о распрострањењу у Србији Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Ђетина код Ужица Не постоји податак 0 1930 Radovanović, М. 1930/31. Glasnik 161-180 Драгачево- потоци Не постоји податак 0 1930 Radovanović, М. 1930/31. Glasnik 161-180 Злошница притока Увца (слив Дрине) Појединачно (1, 1- 10, <3%) 0 1970 Marinković - Gospodnetić, М. 1975. Knjiga IV, SANU Голема река - Трговишки Тимок Појединачно (1, 1- 10, <3%) 7 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98-106 Гостиљско врело Катушнице Мала (2, 11-50, 3- 10%) 0 1969 Marinković - Gospodnetić, М. 1975. Knjiga IV, SANU Копаоник-Лисински поток Мала (2, 11-50, 3- 10%) 0 1961/63 Filipović, D. 1965. Dokt. dis. 27-28 Копаоник-Лисински поток Појединачно (1, 1- 10, <3%) 1.5 2004 Simić, V. 2004. Neobjavljeni podaci Пећине Србије и Црне Горе Не постоји податак 0 1930 Radovanović, М. 1930/31. Glasnik 161-180 Пећина Мегаре у Стопарима (слив Рзава) Не постоји податак 0 1930 Radovanović, М. 1930/31. Glasnik 161 Рудник (извори) Не постоји податак 0 1930 Radovanović, М. 1930/31. Glasnik 161 Тара- река Не постоји податак 0 1947 Radovanović, М. 1952. Glasnik 20-32 Топлодолска река: од изворишта до ушца у Темштицу Не постоји податак 12 2001 Ilić, Ј. 2001. Zaštita vodа 260-261 Врело Моравице Не постоји податак 0.002 2004? Živić, I. 2004. Dokt. Dis. Врело Моравице Средња (3, 51-150, 11-20%) 0.002 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Ана Петровић Докторска дисертација 232 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 30.000 km2, стварни ареал - 7.500 km2, укупна заузета површина - 27 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: на основу истраживања вероватно се првобитни ареал метапопулације ове врсте простирао на потоке и изворе брдско-планиског дела Србије, јужно од Саве и Дунава. Она је сада очигледно издељена на више субпопулација од којих су оне у Источној Србији, посебно у врелу Сокобањске Моравице најбројније (просечна густина ларви износи око 32 јед/m2). Забрињавају станишта субпопулација у западној Србији (подручје Златибора, Таре) где после провере нису нађени ни ларвени ни адултни облици ове врсте. Субпопулација на Копаонику, такође је веома проређена и нађена је у једном потоку у горњем току Лисинске реке, али су густине мале и крећу се од 1-2 јед/m2 речног дна). Деловање негативних фактора: популације на Копаонику знатним делом су уништене каптирањем изворишта у горњем и средњем току Лисинске реке као и загађењем ове реке отпадним водама из рудничких копова на Копаонику. За нестанак популација на подручју Златибора и Таре вероватно је узрок каптирање. На подручју Големе реке на Старој планини поред саме реке у изградњи је ски стаза и прети опасност од физичког уништавања станишта. Субпопулација око врела Сокобањске Моравице може бити угрожена масовним туризмом. Предузете мере заштите: субпопулација у и око врела Моравице је у оквиру предела изузетних одлика: «Лептерија-Сокоград», док субпопулација у потоку горњег тока Лисинске реке је у оквиру Националног парка «Копаоник». Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања популације може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте (који захтева посебне и специфичне услове). Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: врста насељава подручје Балканског полуострва и делове Турске. Изразито хладностенотермна врста. Ана Петровић Докторска дисертација 233 Рањиве врсте (VU) макробескичмењака у воденим екосистемима Србије Turbellaria Crenobia alpina montenigrina (Mrazek, 1904) - извештај 21 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: VU B2b(iii) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Бела река ужичке планине Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 61 Брезовиски поток (извори) Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 51 Црни Тимок- горњи ток Појединачно (1, 1-10, <3%) 80 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Ђетина код Ужица Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 61 Катушница-Гостиље Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 61 Катушница-Гостиље Бројна (4, 151-500, 21-40%) 0 1950 Filipović, D. 1954. SANU, 5-8 Крива Река: од изворишта до села Крљева Појединачно (1, 1-10, <3%) 12 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Паљештички поток (Копаоник) Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Река Деспотовица Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 66 Река Јасеница Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 66 Река Љубишница Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 61 Репушки поток (притока горњег тока Лисинске реке) Појединачно (1, 1-10, <3%) 0,1 2004 Simić, V. 2004. Neobjavljeni podaci Шар планина река Мурзица Средња (3, 51-150, 11-20%) 0,2 1993 Simić, V. 1996. Dokt. dis. 159 Слив реке Боговина (извори) Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 51 Слив реке Црнице (извори) Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 51 Слив реке Кленцус (извори) Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 51 Слив Злотске реке (извори) Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 51 Ана Петровић Докторска дисертација 234 Сребрна река Средња (3, 51-150, 11-20%) 0,2 1994 Simić, V. 1996. Dokt. dis.. 167 Стара Планина Гостушка река Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 66 Увац:од извора до реке Вапа Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 61 Заграђска река Не постоји податак 0 1923 Stanković, S. 1924. Glas SKA 66 Зап. Србија ваљевске планине Јабланица Не постоји податак 0 1923/24 Stanković, S. 1924. Glas SKA 59 Зап. Србија ваљевске планине Љубовиђа Не постоји податак 0 1923/24 Stanković, S. 1924. Glas SKA 59 Зап. Србија ваљевске планине Трешњица Не постоји податак 0 1923/24 Stanković, S. 1924. Glas SKA 59 Западна Србија Борањска река Не постоји податак 0 1922 Stanković, S. 1924. Glas SKA 57 Западна Србија Радаљ Не постоји податак 0 1922 Stanković, S. 1924. Glas SKA 57 Западна Србија Велика река Не постоји податак 0 1922 Stanković, S. 1924. Glas SKA 57 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 42.000 km2, стварни ареал - 10.000 km2, укупна заузета површина - 92,5 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: током истраживања проверено је 95% водених станишта на подручју Србије, при чему није потврђено присуство ове врсте, док према Станковићу (Stanković, 1924) наводе се налази ове врсте. У рекама на Копаонику забележене су најбројније популације ове врсте од просечно 3 јед/m2. Деловање негативних фактора: нема довољно прецизних података, али врста је осетљива на загађење и промену температуре воде. Предузете мере заштите: субпопулације на Шар планини и на Копаонику су о оквиру истоимених Националних паркова Неопходне мере заштите: мониторинг популације, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте, који захтева посебне и специфичне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису посебно истраживане. Специфичне карактеристике таксона: врста насељава делове јужног и југоисточног дела Балканског полуострва, Апениско полуострво, Сицилију и Корзику. Изразито хладностенотермна врста. Ана Петровић Докторска дисертација 235 Hirudinea Hirudo medicinalis Linnaeus, 1758 - извештај 22 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: VU B2b(ii,iii,iv) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): II Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Бачка Топола Не постоји податак 0 1959 Mikuška, Ј. 1983. Zbornik Јеленачки поток (Сава) Не постоји податак 20 2000 Živić, I.. 2000. Ekologija,. 35/2, 108-109 Лудашко језеро Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1966 Mikuška, Ј. 1983. Zbornik Лудашко језеро Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1967 Mikuška, Ј. 1983. Zbornik Мрсац Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1967 Mikuška, Ј. 1983. Zbornik Параћин Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1967 Mikuška, Ј. 1983. Zbornik Пуста река Не постоји податак 4800* 1998/99 Živić, I. 2001. Arch. Biol. Scien. 112 Семетешко језеро (Копаоник) Појединачно (1, 1-10, <3%) 1600* 2004 Simić, V. 2004. Neobjavljeni podaci Топоницка река (пре села Топоница) Не постоји податак 20 1999 Živić, I. 2001. Zaštita voda 178- 179 Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 25.000 km2, стварни ареал - 6.000 km2, укупна заузета површина - 40.0064 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: у свим стаништима на простору Србије популације ове врсте су релативно малобројне, али се на основу досадашњих истраживања не може прецизније проценити њихов тренд. Већина констатованих популација на простору Србије су међусобно изоловане. Деловање негативних фактора: нема довољно прецизних података, али врста је осетљива на загађење (пре свега токсично) прекомерну еутрофизацију и исушивање влажних станишта. Предузете мере заштите: субпопулације у Лудашком језеру су заштићене у оквиру Специјалног резервата природе «Лудашко језеро». Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа и/или еx ситу третман ове врсте који се посебно успешно спроводи на фармама у САД. Стварне или потенцијалне вредности таксона: значајна у хуманој и ветеринарској медицини. Ана Петровић Докторска дисертација 236 Специфичне карактеристике таксона: свуда у Европи популације су проређене. У Финској је у категорији EN, а у Литванији у категорији VU. Trichoptera Wormaldia subnigra Mclachlan, 1865 - извештај 23 Статус у међународној заштити (IUCN): NE IUCN категорија угрожености у Србији: VU B2ab(ii,iii,iv) Приоритет заштите на националном нивоу (модел ES HIPPO-PP): III Подаци о распрострањењу у Србији: Екосистем Бројност (индекс, инд-пов, % учешће) Заузета површина (km2,*m2) Год. налажења Аутор Барска река (Копаоник) Појединачно (1, 1-10, <3%) 20 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Филипов поток (Копаоник) Појединачно (1, 1-10, <3%) 10 2004 Simić, V. 2004. Neobjavljeni podaci Гобељска река (Копаоник) Мала (2, 11-50, 3-10%) 12 2005 Simić, V. 2005. Neobjavljeni podaci Голема река - Трговишки Тимок Појединачно (1, 1-10, <3%) 16 2004 Simić, V. 2004. Neobjavljeni podaci Грошничка река Мала (2, 11-50, 3-10%) 0 1970/71 Baračkov, Z. 1973. Magistarska teza 57-58 Катушница-Гостиље Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1969 Marinković-Gospodnetić, М. 1975. Knjiga IV, SANU Притока Ибра на путу Краљево-Раска Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1971 Marinković-Gospodnetić, М. 1975. Knjiga IV, SANU Сврљишки Тимок:од села Округлице до Књажевца Мала (2, 11-50, 3-10%) 64 1990/91 Simić, V. 1993. Magistarska teza 98- 106 Златибор, поток на путу за Рибницу Појединачно (1, 1-10, <3%) 0 1969 Marinković-Gospodnetić, М. 1975. Knjiga IV, SANU Ареал и заузета површина у Србији: потенцијални ареал - 40.000 km2, стварни ареал - 22.500 km2, укупна заузета површина - 122 km2. Бројност популације и тенденција њене промене: популације су малобројне у потоцима на подручју Копаоника (од 3 до 25 ларви/m2 речног дна). У стаништима централне Србије (Грошница), источне (Сврљишки Тимок) и западне Србије ларве и адулти ове врсте нису констатоване током нових истраживања (2005/06. год.). Ана Петровић Докторска дисертација 237 Деловање негативних фактора: нису ближе проучавани, али је ларва ове врста осетљива на загађење воде и еутрофизацију. Предузете мере заштите: популације на Копаонику су заштићене у оквиру НП «Копаоник». Неопходне мере заштите: мониторинг популација, и у зависности од стања, може се предузети строжија заштита макростаништа. Еx ситу третман ове врсте је могућ али захтева посебне услове. Стварне или потенцијалне вредности таксона: нису ближе истраживане. Специфичне карактеристике таксона: нису ближе истраживане. Ана Петровић Докторска дисертација 238 БИБЛИОТЕЧКА ДОКУМЕНТАЦИЈА КЉУЧНА ДОКУМЕНТАЦИЈА Редни број Тип записа Текстуални штампани материјал Врста рада Докторска дисертација Аутор Ана Петровић Ментор Проф. Др Владица Симић Наслов рада Mогућности коришћења базе података у стратегији конзервације биодиверзитета макробескичмењака копнених вода на националном нивоу Језик публикације Српски (ћирилица) Језик извода Српски Земља публиковања Србија Година публикације 2014. Издавач Ауторски репринт Место и адреса Радоја Домановића 12 34000 Крагујевац, Србија Научна област Биологија Научна дисциплина Хидробиологија Предметна одредница/кључне речи Базе података, акватични макробескичмењаци, стратегија конзервације, биодиверзитет Чува се У библиотеци Природно- математичког факултета у Крагујевцу, Р. Домановића 12, 34000 Крагујевац, Србија Важна напомена Извод За ефикасно управљање различитим областима, па и активностима везаним за заштиту биолошке разноврсности, веома је важан квалитет, квантитет и организација података. Из тог разлога су формиране бројне базе података које омогућавају складиштење, проверу и анализу …… УНИВЕРЗИТЕТ У КРАГУЈЕВЦУ ПРИРОДНО-МАТЕМАТИЧКИ ФАКУЛТЕТ ИНСТИТУТ ЗА БИОЛОГИЈУ И ЕКОЛОГИЈУ Радоја Домановића 12, 34000 Крагујевац, Србија Ана Петровић Докторска дисертација 239 података. Досадашња истраживања указују да су базе података важне за конзервацију биодиверзитета. Циљеви овог истраживања били су: формирање базе података на основу које се стиче увид о биодиверзитету акватичних екосистема Србије, са посебним освртом на акватичне макробескичмењаке; израда списка свих врста макробескичмењака констатованих у копненим водама Србије; одређивање центара диверзитета макробескичмењака по речним сливовима и, коначно, дата је концепција стратегије и приоритет конзервације акватичних макробескичмењака на националном нивоу. Како би се применила разрађена стратегија конзервације акватичних макробескичмењака на националном нивоу, формирана је база података под називом Биодиверзитет Акватичних Екосистема Србије, ex situ заштита, BAES ex situ. База података BAES садржи податке о налазима макробескичмењака у воденим екосистемима на подручју Србије, почевши од првог библиографског налаза из 1873. године до данас. На основу података из базе формиран је и конципиран списак врста макробескичмењака забележених у воденим екосистемима Србије у периоду обухваћеном истраживањем (до 2012. године). Списак тренутно чине 995 врста, које су сврстане у 23 животињске групе. Највећи диверзитет је забележен у групама Diptera и Trichoptera, затим следе Plecoptera, Ephemeroptera Oligochaeta и Odonata. Анлизом базе података одређени су центри диверзитета за поједине групе макробескичмењака. Брдско-планинска подручја Србије, на којима се највећим делом налазе сливови Јужне и Западне Мораве су центри диверзитета за групе Insecta, и то пре свега за групе Diptera, Trichoptera, Plecoptera и Ephemeroptera, док су равничарске реке Дунав и Сава центри диверзитета: Gastropoda, Bivalvia, Oligochaeta, Hirudinea, Amphipoda и Odonata. Предлог стратегије се огледа у надовезивању на IUCN категорије, али филтрирањем података из базе врши се селекција и издвајају се врсте које су означене као локaлно значајне јединице конзервације (ЛЗЈК). На основу глобалних и регионалних IUCN критеријума извршена је процена степена угрожености за таксоне са статусом ЛЗЈК. Као резултат добија се локална Црвена листа угрожених врста акватичних макробескичмењака. Како би се одредио ризик од изумирања и приоритет конзервације на локалном нивоу извршено је тестирање модификованог модела ESHIPPO. Модел ESHIPPO је примењен на следећим групама организама: Plecoptera, Ephemeroptera и декаподни ракови из фам. Astacidae. Применом стратегије показало се да 14 врста из групе Plecoptera и 10 врста из групе Ephemeroptera имају умерен ниво ризика од изумирања и II степен приоритета конзервације на националном нивоу. Приоритет у конзервацији и I степен заштите има врста племенитог речног рака Astacus astacus у односу на врсту Austropotamobius torrentium. Стратегија је показала да врсте са истим степеном угрожености могу имати различит ниво ризика од изумирања, а самим тим и приоритет конзервације на локалном нивоу. Kрајњи резултат нашег истраживања су финални извештаји базе за угрожене врсте акватичних макробескичмењака у којима се предлажу мере конзерцавије које се прописују на основу IUCN критеријума, као и на основу процене степена локалног ризика од изумирања. Стратегија не само да има научни, већ и економски значај, јер се посебном анализом елемената модела „ES“ и „HIPPO“ издвајају фактори који највише утичу на угроженост дате врсте и на тај начин се предузимају најрационалније мере конзервације на националном нивоу. Датум прихватања теме од стране ННВ Датум одбране Чланови комисије Проф. др Владица Симић Проф. др Александар Остојић Виши научни сарадник др Момир Паунoвић Ана Петровић Докторска дисертација 240 KEY WORDS DOKUMENTATION Accession number Type of record Textual material, printed Contents code PhD thesis Author Ana Petrović Mentor Prof. Dr Vladica Simić Title Possibilities of using a database in the strategy of conserving the biodiversity of inland water macroinvertebrates at a national level Language of text Serbian (Roman) (scr) Language of abstract Serbian (Roman) / English Country of publication Serbia Publication year 2014. Publisher Copyright reprint Publisher place Radoja Domanovića 12 34000 Kragujevac, Serbia Scientific field Biology Scientific discipline Hydrobiology Key words Database, aquatic macroinvertebrates strategy of conserving, biodiversity Holding data In library of Faculty of Science, Kragujevac 34000 Kragujevac, Serbia, R. Domanovića 12 Note Abstract For effective management of diverse areas and activities related to biodiversity conservation, the quality as well as quantity and organization of data are very important. For this reason a number of databases that allow storing, testing and analysis were formed. Previous researches suggest that databases are important for biodiversity conservation. The objectives of this study were: the establishment of a database based on which an insight into the biodiversity of aquatic ecosystems of Serbia is acquired, with special emphasis on aquatic macroinvertebrates; the creation of a list of all identified species of macroinvertebrates in the inland УНИВЕРЗИТЕТ У КРАГУЈЕВЦУ ПРИРОДНО-МАТЕМАТИЧКИ ФАКУЛТЕТ ИНСТИТУТ ЗА БИОЛОГИЈУ И ЕКОЛОГИЈУ Радоја Домановића 12, 34000 Крагујевац, Србија Ана Петровић Докторска дисертација 241 waters of Serbia; the determination of the centers of diversity of macroinvertebrates on river basins, and finally, presenting a strategy concept and a conservation priority in regard to aquatic macroinvertebrates at the national level. In order to implement the developed conservation strategy for aquatic macroinvertebrates at the national level, a database was created under the title Biodiversity of Aquatic Ecosystems of Serbia, ex situ conservation, BAES ex situ. The BAES database contains information on the findings of macroinvertebrates in aquatic ecosystems in Serbia, starting from the first bibliographic findings in 1873 until today. Based on the data from the database a list of macroinvertebrates was designed and constructed, with all the species recorded in the aquatic ecosystems of Serbia during the survey period (up to 2012). The list currently consists of 995 species, which are divided into 23 groups of animals. The highest diversity was recorded in groups of Diptera and Trichoptera, followed by Plecoptera, Ephemeroptera, Oligochaeta and Odonata. By analysing the database specific centers of diversity for each group of macroinvertebrates were determined. The mountainous areas of Serbia, where the basins of South and West Morava are mostly situated, are centers of diversity for the group of Insects, primarily for groups of Diptera, Trichoptera, Plecoptera and Ephemeroptera, whereas the plains of the Danube and Sava are centers of diversity: Gastropoda, Bivalvia, Oligochaeta, Hirudinea, Amphipoda and Odonata. The proposed strategy can be seen in reference to the IUCN categories, but by filtering the data from the database, the selection is made and the species, which are designated as significant to local units of conservation (lokalno značajne jedinice konzervacije - LZJK), are allocated. Based on the global and regional IUCN criteria levels of threat to the taxa with LZJK status were assessed. The result is a local Red List of endangered species of aquatic macroinvertebrates. In order to determine the risk of extinction and the priority of conservation on a local level the testing of a modified ESHIPPO model was carried out. The ESHIPPO model was applied to the following groups of organisms: Plecoptera, Ephemeroptera, and decapod crustaceans from the family of Astacidae. By applying the strategy it became clear that 14 species of the Plecoptera group and 10 species of the Ephemeroptera group have a moderate level of extinction risk and a degree II conservation priority at the national level. A species of the noble crayfish Astacus astacus has the conservation priority and protection level I in regard to the type Austropotamobius torrentium. The strategy has shown that species with the same degree of vulnerability may have a different level of extinction risk, and therefore a conservation priority at the local level. The end result of our research are the final reports of the base for endangered species of aquatic macroinvertebrates in which conservation measures are proposed that are prescribed based on the IUCN criteria, and based on the assessment of the degree of risk of local extinction. The strategy is not only of scientific, but also of economic importance. By seperately analysing elements of the models "ES" and "HIPPO", the factors were identified that most influence the vulnerability of the given species and thus take the most rational conservation measures at the national level. Accepted by Scientific Board on Defended on Commission Prof. dr Vladica Simić Prof. dr Aleksandar Ostojić Scientific Associate dr Momir Paunović 1http://journals.tubitak.gov.tr/zoology/ Turkish Journal of Zoology Turk J Zool (2014) 38: © TÜBİTAK doi:10.3906/zoo-1304-2 New data on the distribution and ecology of the mayfly larvae (Insecta: Ephemeroptera) of Serbia (central part of the Balkan Peninsula) Ana PETROVIĆ1,*, Djuradj MILOŠEVIĆ2, Momir PAUNOVIĆ3, Snežana SIMIĆ1, Nevena ĐORĐEVIĆ1, Milica STOJKOVIĆ2, Vladica SIMIĆ1 1Institute of Biology and Ecology, Faculty of Science, University of Kragujevac, Kragujevac, Serbia 2Department of Biology and Ecology, Faculty of Sciences and Mathematics, University of Nis, Nis, Serbia 3Institute for Biological Research, “Siniša Stanković” University of Belgrade, Belgrade, Serbia * Correspondence: anapetrovic@kg.ac.rs 1. Introduction Due to the increase in anthropogenic impact on surface water resources, the main challenge for decision-makers in river management is to restore and maintain the health of river ecosystems (Norris and Thoms, 1999). This is especially true for priority watercourses with rare species and high species richness, where additional effort for their protection is needed (Lock and Goethals, 2011). It is generally recognised that Ephemeroptera larvae are commonly used as water-quality indicators in determining such priority water ecosystems. Mayflies are one of the most diverse groups of macrozoobenthos, occupying a wide variety of niches (Merritt and Cummunis, 1996). Their high sensitivity to environmental changes makes them a prime candidate for water quality assessment (Lenat, 1988; Metcalfe, 1989; Kerans and Karr, 1994). Knowledge of mayfly diversity and distribution patterns is the first step for their inclusion in bioassessment programs. Global species diversity of Ephemeroptera is represented by over 3000 described species distributed in 42 families and 400 genera (Barber-James et al., 2008). Studies presenting the diversity and distribution pattern of lotic systems mainly provide data about mayflies in Western and Central Europe (Grandi, 1960; Belfiore, 1983, 1994; Belfiore and D’Antonio, 1990, 1991; Belfiore et al., 1992; Zabric and Sartori, 1997; Bauernfeind, 2003; Buffagni et al., 2003; Derka, 2003; Haybach and Malzacher, 2003; Ruginis, 2006; Zahrádková et al., 2009). However, the Balkan Peninsula has been a relatively unexplored area, where previous research on the mayfly fauna has been conducted only on particular rivers (Klapalek, 1898, 1906; Živojinović, 1950; Filipović, 1954, 1968, 1969, 1975, 1976, 1979; Ikonomov, 1960, 1962; Marković and Janković, 1989; Marković, 1995; Marković and Mitrović- Tutundzić, 1997; Paunović et al., 1997; Marković, 1998; Paunović et al., 1999; Simić and Simić, 1999; Marković and Živić, 2002; Simić and Simić, 2003; Paunović et al., 2006a; Savić et al., 2011). It seems that the diversity of macroinvertebrates for the central Balkan Peninsula is extremely high because the lotic systems in this area belong to the drainage basins of 3 seas (Black Sea, Adriatic Sea, and Aegean Sea). Due to its central position in the Balkan Peninsula, Serbia is characterised by high diversity concerning overall abiotic factors (diverse climate, petrographic and pedological variety, orographic characteristics) (Radović et al., 1995). Abstract: This work is a contribution to the knowledge of the Ephemeroptera (Insecta) fauna of the central Balkan Peninsula. A total of 85 mayfly species (31 genera and 12 families) were reported. The largest number of mayfly species was recorded within the Južna and Zapadna Morava river basins, while the lowest taxa richness was observed within the Sava basin. The highest diversity was observed in hilly mountainous regions due to the general environmental requirements of the majority of mayfly taxa, as well as the distribution of anthropogenic stress. Lowland areas have been more exposed to different stress factors that could reduce mayfly taxa richness in comparison to the hilly mountainous region located south of the Danube and Sava rivers. Compared with species richness in neighbouring countries, the expected mayfly diversity for Serbia is certainly higher; it has been estimated that over 100 taxa should occur in different types of aquatic ecosystems. Key words: Ephemeroptera, mayfly larvae, distribution, Serbia Received: 01.04.2013 Accepted: 16.02.2014 Published Online: 00.00.2013 Printed: 00.00.2013 Research Article 2PETROVIĆ et al. / Turk J Zool It has a great heterogeneity of watercourses in terms of elevation stream orders and habitat diversity, which consequently affects the diversity of aquatic insects in the central Balkan Peninsula. For the purpose of better knowledge of the Ephemeroptera community, their diversity and distribution patterns were investigated for 10 drainage basins that encompass the diversity of the central Balkan Peninsula. In addition, we present here the first checklist of Ephemeroptera for the central Balkan Peninsula, with notes on ecology and IUCN Red List categories at a regional level. 2. Materials and methods 2.1. Study area The Ephemeroptera review presented in this work covers the territory of the Republic of Serbia. Serbia is a landlocked country located in south-eastern Europe, covering the central part of the  Balkan Peninsula and partially covering Central Europe (the southern part of the Pannonian Plain). All surface waters in Serbia belong to the drainage basins of 3 seas: the Black Sea, Adriatic Sea, or Aegean Sea. Practically the entire territory of Serbia (92%) belongs to the Danube (Black Sea) drainage basin (81,700 km2) (Gavrilović and Dukić, 2002). The entire basin is drained by only one river, the Danube, which flows into the Black Sea. All major rivers in Serbia belong to it, including the Sava, Velika, Zapadna and Južna Morava, Kolubara, Timok, and Drina. The Adriatic Sea drainage basin covers an area of 4732 km2, or 5.36% of the territory of Serbia (Gavrilović and Dukić, 2002). It comprises the western half of Kosovo and Metohija, and it is mostly drained by one river, the White Drin, which in Albania meets the Black Drin to create the Drin River, which flows into the Adriatic Sea. However, these rivers have not been investigated recently due to the current political situation in Serbia. The Aegean Sea basin is the smallest in the area (1926 km2, which is approximately 3% of the territory of Serbia), and covers the southern parts of Serbia to the Macedonian and Bulgarian borders. It is drained by 3 rivers: the Lepenac, the Pčinja, and the Dragovištica. Aquatic ecosystems where the Ephemeroptera species have been found were classified into 1 of 3 drainage areas existing in the territory of Serbia. In addition, the aquatic ecosystems were divided into the following, according to the size of the catchment area (near or above 4000 km2): Dunav, Sava, Kolubara, Velika, Zapadna and Južna Morava, Timok, Drina, and rivers belonging to the Aegean Sea basin (Pčinja, Lepenac, and Dragovištica). We followed this classification in presenting the checklist of Ephemeroptera. Furthermore, in this paper, we classified sampling points in accordance with elevation gradient, expressed as 4 a priori defined categories: 1. lowland (up to 200 m a.s.l.); 2. submontane (200–500 m a.s.l.); 3. mountain (500–800 m a.s.l.); and 4. highland (over 800 m a.s.l.) (SCG ICPDR National Report, 2004; Paunović et al., 2005a, 2005b). 2.2. Sampling and data analysis To construct the checklist and to investigate the distribution and ecology pattern of mayflies, the results of the long- term investigation of Ephemeroptera diversity in Serbia from the informative database BAES ex situ, at http://baes. pmf.kg.ac.rs (Simić et al., 2006), were used. BAES ex situ was developed as a result of biodiversity investigation into surface waters in Serbia, within the scope of the project ‘’Ex situ biodiversity protection of aquatic ecosystems of Serbia’’. This database presents a new, innovative relational model that, using the appropriate tools, enables monitoring of aquatic species data (macroalgae, macroinvertebrates, and fish) found in surface waters in Serbia from 1860 until now. BAES ex situ consists of 2 types of data: 1) literature data since 1950, and 2) data resulting from our field research during the period 2003–2011. The data for each species are presented as follows: taxonomy of species, ecosystem where this species has been found, year of the particular record, frequency of each record, abundance, and other literature data. In this study, we have presented the distribution and diversity of the Ephemeroptera community according to data for the period 1950–2011. We used only presence/ absence data here, since BAES ex situ has been created from studies with unknown or different sampling methods. Our field research was conducted during the period 2003–2011. Benthic samples were taken with a 0.0625 m2 Surber sampler of 250-µm mesh or Eckman dredge, depending on the aquatic ecosystem type. Ephemeroptera larvae were separated from the remainder and identified up to the genus or species level with established keys (Ikonomov, 1959; Belfiore, 1983; Elliott et al., 1988). According to Schmedtje and Colling (1996) and AQEM classification (AQEM, 2002), database feeding type, current preference, and temperature range preference were defined for each Ephemeroptera species. In addition, to determine the level of threat, we used the IUCN 2012 IUCN Red List Categories and Criteria, version 2012.2. Finally, conservation status was estimated for those taxa for which precise  and accurate data were available, and whose population status had been revised. 3. Results Based on the analysed data, a total of 85 species distributed into 31 genera and 12 families were recorded in Serbia. The most represented family is Heptageniidae (27), followed by Betidae (24) species. The following families have only 1 3PETROVIĆ et al. / Turk J Zool species present: Ameletidae, Palingeniidae, Potamanthidae, Siphlonuridae, and Polymitarcyidae. Baetis and Ecdyonurus are the most diverse mayfly genera at the species level with 14 and 12 recorded species, respectively. The rest of the genera are represented by fewer species (fewer than 10). During this investigation of lotic systems in Serbia, 2 species were recorded for the first time: Epeorus yougoslavicus (Samal, 1935) (Petrović et al., 2006) and Choroterpes picteti (Eaton, 1871) (Simić et al., 2005). The distribution pattern is presented in Table 1. When species richness was estimated by river basins, the Južna Morava (57 taxa) and Zapadna Morava (53) had the highest values. A significantly high number of species was also recorded in the Kolubara (46) and Timok (42) catchments. Species richness decreased in the Danube’s small direct tributaries (28 taxa), the Aegean Sea basin (27), Drina basin (23), Velika Morava (20), Danube’s main course and flooded zone (8), Sava (8), and Tisa (4). Table 1. Ephemeroptera larvae of the Republic of Serbia: distribution of species within the main river and the elevation class. River basin Species D an ub e: sm al l di re ct tr ib ut ar ie s D an ub e m ai n co ur se an d flo od ed zo ne Sa va Ti sa Ko lu ba ra Ve lik a M or av a Ju žn a M or av a Za pa dn a M or av a Ti m ok D rin a Ae ge an S ea Ameletidae Ameletus inopinatus Eaton, 1887        4 4       Baetidae Acentrella sinaica Bogoescu, 1931         4         Alainites muticus (Linnaeus, 1758)  2   2   4,2,1 4,3,2 4,3,2 2    Baetis alpinus (Pictet, 1843)     2 2 4,2 4,3,2 4,3,2 2 2 Baetis fuscatus (Linnaeus, 1761) 2,1 1   2 2,1 4,2,1 4,3,2,1 4,3,2 2 4,2 Baetis buceratus Eaton, 1870    1 1   1 2   1 2 Baetis kozufensis Ikonomov, 1962         2       2 Baetis liebenauae Keffermüller, 1974             3     Baetis lutheri Müller-Liebenau, 1967 2 4 3,2 4,3,2 Baetis melanonyx (Pictet, 1843)         4,3 4     4 Baetis meridionalis Ikonomov,1954 2       4,2       2 Nigrobaetis niger (Linnaeus, 1761)         4,2 4       Baetis pavidus Grandi, 1949     2   2   4,2     Baetis rhodani (Pictet, 1843) 2,1 1 1 2,1 2,1 4,2 4,3,2 4,3,2,1 4,2 3,2 Baetis scambus Eaton, 1870           4     4 Baetis tracheatus Keffermüller and Machel, 1967     2   2   4     Labiobaetis tricolor Tshernova, 1928 2       3     3 3,2 Baetis vardarensis Ikonomov, 1962     3   2 2 3,2    2 Baetis vernus Curtis, 1834     2 2,1 4,2 4,2 4,2,1      Centroptilum luteolum (Müller, 1776)     1 2,1 4,2 4 2     Cloeon dipterum (Linnaeus, 1761) 2 1   1 2,1   4,2       4PETROVIĆ et al. / Turk J Zool Table 1. (continued). River basin Species D an ub e: sm al l d ire ct tr ib ut ar ie s D an ub e m ai n co ur se an d flo od ed zo ne Sa va Ti sa Ko lu ba ra Ve lik a M or av a Ju žn a M or av a Za pa dn a M or av a Ti m ok D rin a Ae ge an S ea Cloeon simile Eaton, 1870       2   4       Procloeon bifidum (Bengtsson, 1912)         4         Procloeon macronyx (Kluge and Novikova, 1992) 1 1                 Procloeon pennulatum (Eaton, 1870)            4     Caenidae Brachycercus harrisella Curtis, 1834   1               Caenis horaria (Linnaeus, 1758) 2,1 1   1 2 1 2 4,2 4,2     Caenis lactea (Burmeister, 1839)     2             Caenis macrura Stephens, 1835 2   2   2 4,2 2   2 Caenis luctuosa (Burmeister, 1839)   1 2   3,2   2     Caenis pseudorivulorum Keffermüller, 1960     2             Caenis pusilla Navás, 1913 1 2 Caenis rivulorum Eaton, 1884         2 2       Caenis robusta Eaton, 1884 1       1         Heptageniidae Ecdyonurus austriacus Kimmins, 1958     1   3,2   3     Ecdyonurus dispar (Curtis, 1834) 1 1 2 4,2 4,3,2 3,2 3 Ecdyonurus aurantiacus (Burmeister, 1839) 1 4 4,2 2 3,2 Ecdyonurus epeorides Demoulin, 1955 1       4,3,2 4 4 4,2 Ecdyonurus forcipula (Pictet, 1843)   1 2,1   1 2 3,2,1     Ecdyonurus helveticus (Eaton, 1885)         2 4,3 3,2     Ecdyonurus insignis (Eaton, 1870) 1,2   2 2,1 3,2,1 3,2 3,2,1 3 2 Electrogena quadrilineata Landa, 1970     1             Ecdyonurus subalpinus Klapálek, 1907               2   Ecdyonurus submontanus Landa, 1969 3 Ecdyonurus torrentis Kimmins, 1942     4,3   4 3   3 Ecdyonurus venosus (Fabricius, 1775) 2,1 1 2 2,1 4,2 4,3 4,2   3,2 Ecdyonurus zelleri (Eaton, 1885)           4       Electrogena affinis (Eaton, 1883)     2     4       Electrogena lateralis (Curtis, 1834) 1   1     2       Electrogena macedonica (Ikonomov, 1954) 1         2       5PETROVIĆ et al. / Turk J Zool River basin Species D an ub e: sm al l d ire ct tr ib ut ar ie s D an ub e m ai n co ur se an d flo od ed zo ne Sa va Ti sa Ko lu ba ra Ve lik a M or av a Ju žn a M or av a Za pa dn a M or av a Ti m ok D rin a Ae ge an S ea Epeorus yougoslavicus (Samal, 1935)         4 4       Epeorus assimilis Eaton, 1885     2 3 4,1 4,2,1 4,3 3,2 2 Dacnogenia coerulans Rostock, 1878     2             Heptagenia flava Rostock, 1878 1                 Heptagenia longicauda (Stephens, 1835)         4       Heptagenia sulphurea (Müller, 1776) 1   2,1 1 3,2,1 2       Kageronia fuscogrisea (Retzius, 1783)     2     2       Rhithrogena beskidensis Alba-Tercedor and Sowa, 1987         3,2 4 3,2,1 3 2 Rhithrogena germanica Eaton, 1885 2 Rhithrogena fiorii Grandi, 1953     3     4   4   Rhithrogena semicolorata (Curtis, 1834)     3,2 3 4,2 4,3,2 4,3  4 4 Ephemeridae Ephemera danica Müller, 1764 1   3,2 2 4,2 4,2 4,3,2  4   Ephemera glaucops Pictet, 1843         4         Ephemera hellenica Demoulin, 1955         4,2 4 3   3,2 Ephemera lineata Eaton, 1870     2   2   Ephemera vulgata Linnaeus, 1843     2   2 3  3 4,3   Ephemerellidae Ephemerella mukronata Bengtsson, 1909   2    4    Ephemerella notata Eaton, 1887   2,1 4,2,1 4,2 3,2 4  2 Ephemerella ikonomovi Puthz, 1971         4,2 4  2 4  2  Serratella ignita (Poda, 1761) 1 1 1 2 2,1 4,2 4,2 4,2 4,2 3,2 Torleya major (Klapálek, 1905)     2   2 3,2 1   2 Choroterpes picteti (Eaton, 1871)           3       Leptophlebiidae Habroleptoides modesta (Hagen, 1864) 1   2   2 4,2 4,2,1 4 1 Habroleptoides confusa Sartori and Jacob, 1986 4 4 3 Habrophlebia fusca (Curtis, 1834) 1   2 2 2 4,2 4,2     Habrophlebia lauta McLachlan, 1884 1   2   2 4,2 3,2     Paraleptophlebia cincta (Retzius, 1783)     2   4,2     4   Table 1. (continued). 6PETROVIĆ et al. / Turk J Zool Mayfly fauna were recorded in all 4 types of elevation classes (Table 1). Species richness as a function of elevation gradient had the following pattern: 38 for the first class, 62 for the second class, 37 for the third class, and 52 for the fourth class. The number of species per family per river basin and elevation class is presented in Tables 2a and b. The most diverse families, Heptageniidae and Baetide, were present with the highest number of species in the Zapadna Morava (19) and Juzna Morava (18), respectively. Considering the elevation gradient, Baetidae and Heptageniidae were the most diverse in submontane regions (200–500 m a.s.l.; see Table 2b). Out of 86 species recorded in this study, 13 species were found at a single site: Baetis liebenauae Keffermuller, 1974; Brachycercus harrisella Curtis, 1834; Caenis pseudorivulorum Keffermüller, 1960; Electrogena quadrilineata Landa, 1970; Ecdyonurus submontanus Landa, 1969; Ecdyonurus zelleri (Eaton, 1885); Ephemera glaucops Pictet, 1843; Heptagenia flava Rostock, 1878; Heptagenia longicauda (Stephens, 1835); Choroterpes picteti (Eaton, 1871); Rhithrogena germanica Eaton, 1885; Paraleptophlebia lacustris Ikonomov, 1962; Palingenia longicauda Olivier, 1791. Information on ecological guilds is presented in Table 3. According to our data, the most common feeding guilds were grazers–scrapers (typically for the genus Rhithrogena, and the species Epeorus assimilis Eaton, 1885 and Acentrella sinaica Bogoescu, 1931) and gatherers–collectors (e.g., Caenidae and Leptophlebidae). Representative species for other feeding types included some species of family Siphlonuridae and Ephemerellidae (shredders), and Ephemera glaucops Pictet, 1843 and Ephemera vulgata Linnaeus, 1843 as active and Oligoneuriella rhenana (Imhoff, 1852) as passive filter feeders. As for current velocity preferences (Table 3), we considered the following categories: RB (rheobiont, e.g., Baetidae and Heptageniidae); RP (rheophil); RL (rheo- to litophil, e.g., Ameletus, Baetis, Centroptilum); LR (limno- to rheophil, e.g., Cloeon dipterum [Linnaeus, 1761]; Cloeon simile Eaton, 1870; Caenis robusta Eaton, 1884); River basin Species D an ub e: sm al l d ire ct tr ib ut ar ie s D an ub e m ai n co ur se an d flo od ed zo ne Sa va Ti sa Ko lu ba ra Ve lik a M or av a Ju žn a M or av a Za pa dn a M or av a Ti m ok D rin a Ae ge an S ea Paraleptophlebia lacustris Ikonomov, 1962 1                 Paraleptophlebia submarginata (Stephens, 1835) 1   2 2 4,2 4,2 3  4,3 2 Oligoneuriidae Oligoneuriella pallida (Hagen, 1855)     2           2 Oligoneuriella rhenana (Imhoff, 1852)     2 2 4,2 4,2 4,3,2   3,2 Palingeniidae Palingenia longicauda Olivier, 1791 1 Potamanthidae Potamanthus luteus (Linnaeus, 1767) 1 1 1   2 3,2 2 3,2,1     Siphlonuridae Siphlonurus aestivalis Eaton, 1903         1   2     Polymitarcyidae Ephoron virgo (Olivier, 1791) 1 1 Total number species 28 8 8 4 46 20 57 53 42 23 27 1. Lowland (up to 200 m a.s.l.); 2. submontane (200–500 m a.s.l.); 3. mountain (500–800 m a.s.l.); 4. highland (over 800 m a.s.l.). Table 1. (continued). 7PETROVIĆ et al. / Turk J Zool LP (limnophil, e.g., Caenis horaria [Linnaeus, 1758], Caenis lactea [Burmeister, 1839]). Considering current preferences, the most dominant were rheophilic (41), rheo- to litophilic (13), and rheobiontic (11). Finally, in terms of temperature, out of 86 species, 6 were cold stenothermal (Ameletus inopinatus Eaton, 1887; Baetis alpinus [Pictet, 1843]; Caenis robusta; Ecdyonurus austriacus Kimmins, 1958; Ecdyonurus subalpinus Klapálek, 1907; Ecdyonurus zelleri [Eaton, 1885]), 10 hot stenothermal (some Baetidae, Caenidae, Cloeon simile Eaton, 1870, Ecdyonurus insignis [Eaton, 1870], Oligoneuriella rhenana), and 45 eurytherm, while for the rest of the recorded species (26) temperature preference was unknown (Table 3). Table 2a. Number of species per family per river basin. River basin Families D an ub e: sm al l d ire ct tr ib ut ar ie s D an ub e m ai n co ur se an d flo od ed zo ne Sa va Ti sa Ko lu ba ra Ve lik a M or av a Ju žn a M or av a Za pa dn a M or av a Ti m ok D rin a Ae ge an S ea Ameletidae - - - - - - 1 1 - - - Baetidae 7 3 3 1 12 7 18 14 13 6 10 Caenidae 3 2 1 2 5 1 6 3 3 0 1 Heptageniidae 9 - 3 1 12 7 14 19 13 6 10 Ephemeridae 1 - - - 3 1 5 3 3 2 1 Ephemerellidae 1 1 1 - 3 2 4 6 4 3 4 Leptophlebiidae 5 - - - 5 2 5 5 4 4 2 Oligoneuriidae - - - - 2 1 1 1 1 - 2 Palingeniidae - - - 1 - - - - - - - Potamanthidae 1 1 1 - - 1 1 1 1 - - Siphlonuridae - - - - - - 1 - 1 - - Polymitarcyidae 1 1 - - - - - - - - - Table 2b. Number of species per family per elevation class. Families Elevation classes A m ele tid ae Ba et id ae H ep ta ge ni id ae Ca en id ae Ep he m er id ae Ep he m er el lid ae Le pt op hl eb iid ae O lig on eu rii da e Pa lin ge ni id ae Po ta m an th id ae Si ph lo nu rid ae Po ly m ita rc yi da e Lowland (up to 200 m a.s.l.) - 8 14 5 1 3 5 - 1 1 1 1 Submontane (200–500 m a.s.l.) - 18 20 7 4 5 5 1 - 1 1 - Mountain (500–800 m a.s.l.) - 9 14 - 3 4 3 1 - 1 - - Highland (over 800 m a.s.l.) 1 15 15 3 4 4 6 1 - - - - 8PETROVIĆ et al. / Turk J Zool Table 3. Ecological features of Ephemeroptera fauna in Serbia: feeding type and current preference (Schmedtje and Colling, 1996), temperature range preference (AQEM 2002), and conservation status (IUCN 2012). Feeding type Temperature range preference2 IU CN Species G ra ze rs – Sc ra pe rs Sh re dd er s G at he re rs – C ol le ct or s Ac tiv e fi lte r fe ed er s Pa ss iv e fi lte r fe ed er s Pr ed at or s Cu rr en t pr ef er en ce 1 CO S W A S EU T Ameletus inopinatus 7 0 3 0 0 0 RL 1 Acentrella sinaica 9 0 1 0 0 0 RP 1 Alainites muticus 5 0 5 0 0 0 RP 1 Baetis alpinus 5 0 5 0 0 0 RB 1 Baetis fuscatus 5 0 5 0 0 0 RP 1 Baetis buceratus   5 0 5 0 0 0 RP 1 Baetis kozufensis* Baetis liebenauae 4 0 6 0 0 0 RL 1 Baetis lutheri 5 0 5 0 0 0 RB 1 Baetis melanonyx 5 0 5 0 0 0 RB 1 EN Baetis meridionalis   5 0 5 0 0 0 1 Nigrobaetis niger 4 0 6 0 0 0 RP 1 EN Baetis pavidus 5 0 5 0 0 0 RP Baetis rhodani 5 0 5 0 0 0 RP 1 Baetis scambus 5 0 5 0 0 0 RP 1 Baetis tracheatus 4 0 6 0 0 0 RL Labiobaetis tricolor 5 0 5 0 0 0 1 Baetis vardarensis 5 0 5 0 0 0 RB VU Baetis vernus 4 0 6 0 0 0 RL 1 Centroptilum luteolum 6 0 4 0 0 0 RL 1 Cloeon dipterum 2 0 8 0 0 0 LR 1 Cloeon simile 2 0 8 0 0 0 LR 1 Procloeon bifidum 6 0 4 0 0 0 RP Procloeon macronyx* Procloeon pennulatum 6 0 4 0 0 0 RP Brachycercus harrisella + 0 10 0 0 0 RP 1 Caenis horaria + 0 10 0 0 0 LP 1 Caenis lactea + 0 10 0 0 0 LP Caenis macrura 2 0 8 0 0 0 RP 1 Caenis luctuosa 2 0 8 0 0 0 RP 1 Caenis pseudorivulorum 3 0 7 0 0 0 RP 1 9PETROVIĆ et al. / Turk J Zool Caenis pusilla 2 0 8 0 0 0 RL 1 Caenis rivulorum 3 0 7 0 0 0 RP 1 Caenis robusta + 0 10 0 0 0 LR 1 Ecdyonurus austriacus 7 0 3 0 0 0 RP 1 Ecdyonurus dispar 5 0 5 0 0 0 RP 1 Ecdyonurus aurantiacus 5 0 5 0 0 0 RP Ecdyonurus epeorides* Ecdyonurus forcipula* RP 1 Ecdyonurus helveticus 5 0 5 0 0 0 RP 1 Ecdyonurus insignis 6 0 4 0 0 0 RP 1 Electrogena quadrilineata* Ecdyonurus subalpinus 5 0 5 0 0 0 1 Ecdyonurus submontanus 6 0 4 0 0 0 RP 1 Ecdyonurus torrentis 6 0 4 0 0 0 RP 1 Ecdyonurus venosus 7 0 3 0 0 0 RP 1 Ecdyonurus zelleri 1 Electrogena affinis 5 0 5 0 0 0 RL Electrogena lateralis 7 0 3 0 0 0 RP 1 Electrogena macedonica* 1 Epeorus yougoslavicus RB 1 CR Epeorus assimilis 10 0 + 0 0 0 RB 1 Dacnogenia coerulans 6 0 4 0 0 0 RP Heptagenia flava 6 0 4 0 0 0 RP 1 Heptagenia longicauda 6 0 4 0 0 0 RP Heptagenia sulphurea 6 0 4 0 0 0 RP 1 Kageronia fuscogrisea 5 0 5 0 0 0 LP 1 Rhithrogena beskidensis 10 0 + 0 0 0 RB Rhithrogena germanica 10 0 + 0 0 0 RB 1 Rhithrogena fiorii* Rhithrogena semicolorata 10 0 + 0 0 0 RB 1 Ephemera danica + 0 + 8 2 + RP 1 Ephemera glaucops + 0 + 10 0 + RL 1 Table 3. (continued). Feeding type Temperature range preference2 IU CN Species G ra ze rs – Sc ra pe rs Sh re dd er s G at he re rs – C ol le ct or s Ac tiv e fi lte r fe ed er s Pa ss iv e fi lte r fe ed er s Pr ed at or s Cu rr en t pr ef er en ce 1 CO S W A S EU T 10 PETROVIĆ et al. / Turk J Zool According to IUCN criteria (Table 3), 4 species were assessed and classified into 1 of 3 categories. Epeorus yougoslavicus (Samal, 1935) has been categorised as critically endangered, since this species has a very small distribution with a restricted area of occupancy (5.5 km2). A similar pattern of distribution has been recorded for the threatened species Baetis melanonyx (Pictet, 1843) and Baetis pavidus Grandi, 1949. With an area of occupancy less than 150 km2, these species have been categorised as endangered. Finally, the vulnerable species Baetis vardarensis Ikonomov, 1962, distributed in south-eastern Serbia, covers an area of occupancy of 160 km2. 4. Discussion In comparison with neighbouring countries in the Balkan Peninsula, the recorded diversity of Ephemeroptera in Ephemera hellenica* Ephemera lineata + 0 + 8 2 + RP Ephemera vulgata + 0 + 10 0 + RL Ephemerella mukronata 6 + 4 0 0 0 RB Ephemerella notata 6 + 4 0 0 0 RP 1 Ephemerella ikonomovi 5 0 5 0 0 0 Serratella ignita 5 0 5 0 0 0 1 Torleya major 5 + 5 0 0 0 RP 1 Choroterpes picteti 4 0 6 0 0 0 RP 1 Habroleptoides modesta RP 1 Habroleptoides confusa 0 0 10 0 0 0 RL 1 Habrophlebia fusca + 0 10 0 0 0 RL 1 Habrophlebia lauta + 0 10 0 0 0 RL 1 Paraleptophlebia cincta + 0 10 0 0 0 RP 1 Paraleptophlebia lacustris Paraleptophlebia submarginata + 0 10 0 0 0 RP 1 Oligoneuriella pallida RP 1 Oligoneuriella rhenana 0 0 0 0 10 0 RB 1 Palingenia longicauda 0 0 + 8 2 0 RP Potamanthus luteus 0 0 9 1 0 0 RP 1 Siphlonurus aestivalis 1 + 9 0 0 + RL 1 Ephoron virgo 0 0 0 10 0 0 RL 1 1Current preference: RB (rheobiont), RP (rheophile), RL (rheo- to limnophile), LR (limno- to rheophile), LP (limnophile). 2Temperature range preference: COS – coldstenotherm, WAS- warmstenotherm, EUT- eurytherm. *Species for which there are no data for the given characteristics. Table 3. (continued). Feeding type Temperature range preference2 IU CN Species G ra ze rs – Sc ra pe rs Sh re dd er s G at he re rs – C ol le ct or s Ac tiv e fi lte r fe ed er s Pa ss iv e fi lte r fe ed er s Pr ed at or s Cu rr en t pr ef er en ce 1 CO S W A S EU T 11 PETROVIĆ et al. / Turk J Zool Serbia could be characterised as intermediate to high. The highest number of species was 102, listed in Bulgaria (Vidinova, 2003), followed by Slovenia (75) (Zabric and Sartori, 1997), Romania (72) (Curtean-Banaduc, 2010), Greece (70) (Bauernfeind, 2003), Macedonia (63) (Smith and Smith, 2003), and Bosnia and Hercegovina (51) (Bauernfeind and Soldán, 2012). In Central European countries, the number of species is generally higher with the following pattern: Slovakia with 140 (Derka, 2003), Czech Republic with 107 (Zahrádková et al., 2009), and Hungary with 91 species (Kovács and Bauernfein, 2003). Finally, with regard to Western Europe, Germany showed the highest diversity with 113 species (Haybach and Malzacher, 2003), and Italy had 110 species (Buffagni et al., 2003). Concerning the Ephemeroptera fauna of the Danube drainage system, some species from the surrounding countries (Slovenia 20, Czech Republic 18, and Hungary 21 species) have not been found in the lotic system of Serbia. In comparison to other drainage systems in Serbia, the Danube basin has been not completely explored in terms of Ephemeroptera diversity. Therefore, there is a possibility that the species recorded in surrounding countries may be found in Serbia in the future. The presented pattern of Ephemeroptera taxa richness distribution according to the European countries is not only a consequence of the real number of the species that could be expected within a particular unit (administrative, geographical, or hydrological), but also the result of unequal levels of knowledge about this insect order in different countries. Keeping in mind the Ephemeroptera checklists presented for neighbouring countries, as well as the discussion on the general characteristics of insect distribution in Serbia (Radović et al., 1995), the checklist of Ephemeroptera for Serbia is still not complete. According to long-term research, diversity hotspots of Ephemeroptera in Serbia are situated in submontane regions that encompass the Južna and Zapadna Morava river basins. In line with expectations, the lowest diversity was recorded in potamal rivers, such as the Danube, Sava, and Velika Morava rivers. The contrast in ecological and hydrological features between lowland lotic systems on the one hand and submontane rivers on the other hand is the main reason behind the observed distribution pattern of mayflies. In addition, the Drina River basin presented an unexpectedly low number of species in our study (23), which was presumably caused by the lower density of the network of study sites. Thus, the investigation on mayfly fauna has to be intensified in order to provide better knowledge on this insect order within the country, primarily to be able to provide information on the level of vulnerability of the taxa, as well as conservation priorities and effective protection measures. Elevation, as a factor which significantly affects macroinvertebrate fauna, forms an important environmental gradient: longitudinal zonation (Vannote et al., 1980; Helson et al., 2006). To what extent elevation gradient affects the macroinvertebrate community has been well documented by many authors (Allan, 1995; Simić, 1995; Simić and Simić, 1999; Lorenz et al., 2004; Paunović et al., 2003, 2006b). Brittain et al. (2003) pointed out that species richness decreased with increasing elevation gradient. In contrast to the conclusions of Brittain et al. (2003), a different diversity pattern emerged in our study. To be precise, the highest diversity was recorded in submontane regions (200–500 m a.s.l.), with 62 species. In a study of Ephemeroptera fauna in the Czech Republic (Zahrádková et al., 2009), it was claimed that when considering species richness viewed against elevation gradient, submontane areas were the most significant. Rivers in submontane regions generally provide optimal environmental conditions for the survival of many mayfly species. Midsections of running waters are characterised by the greatest species richness and abundance of mayflies, which has been confirmed not only globally many times (Stanković, 1962; Hynes, 1970; Allan, 1995), but also for the waters in the region of Central Europe (Zahrádková et al., 2009) and Serbian waters (Filipović, 1975, 1979; Simić, 1995; Paunović et al., 2006a, 2006b; Paunović, 2007). A combination of different bottom types typically represented in the streams of hilly and lower mountain areas creates a variety of micro- and mesohabitats, thus contributing to taxa richness. In addition, the natural physical and chemical characteristics of water within hilly mountainous streams are in general favourable for the survival and development of mayfly larvae (Bauernfeind and Soldán, 2012). Moreover, the streams of the submontane region of Serbia are under less anthropogenic influence compared to watercourses at lower elevations due to demographic distribution. Namely, the hilly–mountainous region is characterised with lower population density and consequently lower industrialisation (http://www.sepa.gov.rs, Report on the State of the Environment in the Republic of Serbia for Year 2011), and thus the aquatic ecosystems are not under the influence of various stress factors arising from human activity. This greatly contributes to the recorded diversity pattern. Similar results in this country were presented by Simić (1993, 1995), Marković (1995, 1998), Marković and Mitrović-Tutundžić (1997), Marković et al. (1998), and Paunović et al. (2006a), with the highest diversity observed in submontane regions as well, but with the lowest number of species in highland areas, which was not in accordance with our results. High diversity in watercourses of over 800 m could be explained by the fact that all study sites 12 PETROVIĆ et al. / Turk J Zool are near-pristine to reference, which mainly refers to the Timok and Južna and Zapadna Morava river basins. It is also necessary to emphasise that these river basins have been systematically explored in the past (Simić, 1995), which could be a causative factor for such a high number of recorded species. Besides the natural characteristics of potamon-type rivers in lowland areas (substrate type, flow velocity, microhabitat diversity, physicochemical features of water and sediment, etc.), the presented distribution is certainly a consequence of the presence of stress factors. Namely, in comparison to hilly and mountainous areas, the lowland part of the country is under higher anthropogenic pressure (ICPDR WFD Roof Report 2004; SCG ICPDR National Report, 2004). Human population density, agricultural activities, and industry are mainly located in lowland areas of the country (CORINE Land Cover, 2006). The organic and nutrient pollution and hydromorphological degradation, as the most prominent factors influencing the aquatic ecosystems in Serbia, were consequently found to be the most intensive in northern, lowland parts of the country (ICPDR WFD Roof Report 2004; SCG ICPDR National Report, 2004). In comparison with the study of Ephemeroptera fauna in the Czech Republic (Zahrádková et al., 2009), the presence of ecological guilds was similar. Concerning the feeding types, in both studies the majority of species belonged to grazers–scrapers and gatherers–collectors. The coincidence in the results also refers to current velocity preferences with the dominance of rheophilic and rheobiontic species. Four species classified as critically endangered, endangered, or vulnerable are referred to as threatened (Table 3). Besides these, there is one more species with a small distribution area, Palingenia longicauda Olivier, 1791, where more information about extinction risk is needed. The species Palingenia longicauda, as a Ponto-Caspian faunal element, used to be widely distributed in almost all European countries as far west as the Netherlands, and it has been recorded in all large rivers in the east (Danube, Volga, and Dniepr) (Haybach and Haase, 2004), and in the north (Lab, Oder, and Vistula) (Klonwska-Olejnik). In Serbia, P. longicauda has been found in only one river, the Tisa (Pil et al., 2009), and in neighbouring Hungary, the species has been declared as endangered. However, threat assessment of this species has not been established yet in Serbia. Since this species is already protected in Europe (Habitats Directive EU 2000; Council of Europe 1979 Bern Convention), it is necessary to estimate the level of threat to this species. Regarding the aquatic ecosystems of Serbia, an intermediate to high diversity of Ephemeroptera larvae has been recorded in comparison with the other Balkan countries. The highest diversity was observed in submontane regions, while the lowest was detected in potamal rivers. The majority of species in this study belong to grazers–scrapers and gatherers–collectors. Out of the total number of species, 4 were categorised as threatened based on IUCN criteria. In addition, it is observed that Palingenia longicauda has a small distribution area. Bearing this in mind, we think that further investigation in Serbia should be focused on the necessity of estimating the level of threat to this species. Acknowledgements This study was supported by the Ministry of Education and Science of the Republic of Serbia (Projects Nos. 43002 and 31011). We also want to thank Sonja Dix (UK) for the final English correction. References Allan D (1995). Stream Ecology: Structure and Function of Running Waters. London, UK: Chapman and Hall. AQEM (2002). Manual for the application of the AQEM system: a comprehensive method to assess European streams using benthic macroinvertebrates developed for the purpose of the Water Framework. Version 1.0, February 2002. Barber-James MH, Gattolliat JL, Sartori M, Hubbard MD (2008). Global diversity of mayflies (Ephemeroptera, Insecta) in freshwater. Hydrobiologia 595: 339–350. Bauernfeind E (2003). The mayflies of Greece (Insecta: Ephemeroptera): a provisional check list. In: Gaino E, editor. Research Update on Ephemeroptera and Plecoptera. Perugia, Italy: University of Perugia, pp. 99–107. Bauernfeind E, Soldán T (2012). The Mayflies of Europe (Ephemeroptera). Ollerup, Denmark: Apollo Books. Belfiore C (1983). Efemerotteri (Ephemeroptera). Guide per il riconoscimento delle specie animali delle acque interne italiane, 24. Verona, Italy: C.N.R. (in Italian). Belfiore C, D’Antonio C (1990). Pseudocentroptilum calabrum sp. n. (Ephemeroptera, Baetidae) a new species of mayfly from Southern Italy. Acta Entomol 87: 117–121. Belfiore C, D’Antonio C (1991). Faunistic, taxonomic, and biogeographical studies of Ephemeroptera from Southern Italy. In: Alba-Tercedor J, Sanchez-Ortega A, editors. Overview and Strategies of Ephemeroptera and Plecoptera. Gainesville, FL, USA: Sandhill Crane Press, pp. 253–261. Belfiore C, D’Antonio C, Audisio P. Scillitani G (1992). Analisi faunistiche e biogeografiche sugli Efemerotteri della Sicilia (Insecta, Ephemeroptera). Animalia 18: 31–60 (in Italian). 13 PETROVIĆ et al. / Turk J Zool Belfiore C (1994). Ephemeroptera In: Minelli A, Ruffo S, La Posta S, editors. Checklist delle specie della fauna italiana. Bologna, Italy: Calderoni, pp. 1–5 (in Italian). Brittain JE, Castella E, Knispel S, Lencioni V, Lods-Crozet B, Maiolini B, Milner AM, Saltveit SJ, Snook DL (2003). Ephemeroptera and Plecoptera communities in glacial rivers. In: Gaino E, editor. Research Update on Ephemeroptera and Plecoptera. Perugia, Italy: University of Perugia, pp. 271–277. Buffagni A, Belfiore C, Erba S, Kemp JL, Cazzola M (2003). A review of Ephemeroptera species distribution in Italy: gains from recent studies and areas for future focus. In: Gaino E, editor. Research Update on Ephemeroptera and Plecoptera. Perugia, Italy: University of Perugia, pp. 279–280. Council of Europe (1979). ETS 104 - Convention on the Conservation of Wildlife and Natural Habitats (Bern Convention). CORINE Land Cover, CLC (2000). Serbia and Montenegro 2006. Belgrad: EvroGeomatika d.o.o; Podgorica: Geological Survey of Montenegro. Curtean-Banaduc A (2010). Mayfly (Insecta, Ephemeroptera) assemblages in the Iza river/Tisa watershed (Eastern Carpathians, Romania). Transylv Rev Syst Ecol Res 9: 141–148. Derka T (2003). Súpis druhov vodných bezstavovcov (makroevertebrát) Slovenska- Ephemeroptera [Checklist of Slovak aquatic macroinvertebrates – Ephemeroptera]. In: Šporka F, editor. Vodné bezstavovce (makroevertebráta) Slovenska, súpis druhov a autekologické charakteristiky. Slovak aquatic macroinvertebrates, checklist and catalogue of autecological notes. Bratislava: Slovenský hydrometeorologický ústav, pp. 33–37. Elliot JM, Humpesch UH, Macan TT (1988). Larvae of the British Ephemeroptera: A Key with Ecological Notes. FBA Scientific Publication 49: 1–145. EU (2000). Council Directive 92/43/EEC on the conservation of natural habitats and fauna, Annex II: animal and plant species of community interest whose conservation requires the designation of special area of conservation; Annex IV: Animal and plant species of community interest in need of strict protection. Office for Official Publication of the European Communities, 1–19. Filipović D (1954). Ispitivanja zivog sveta tekucih voda Srbije, I prilog poznavanju naselja planinskog potoka Katusnice (Zapadna Srbija). SANU Institut za ekologiju i biogeografiju 5: 1–12. Filipović D (1968). Limnoloska karakteristika izvorskog regiona Lisinskog potoka na Kopaoniku. Zbomik radova 24: 325–337. Filipović D (1969). Faunisticki sastav izvorskog regiona Crnog Timoka i njegove karakteristike. III Kongres biologov Jugoslavije, Knjiga plenarnih referatov in pouzetkov. Ljubljana, 104. Filipović D (1975). Fauna Ephemeroptera SR Srbije. Zbornik radova o entomofauni SR Srbije, SANU 1: 211–219. Filipović D (1976). Istorijat proucavanja Ephemeroptera (Insecta) u nasoj zemlji i rezultati dosadasnjih ispitivanja u Srbiji. Arh Biol Nauka 28: 95–101. Filipović D (1979). Biogeographical and faunistical notes on mayflies (Ephemeroptera) of SR Serbia. In: Pasternak K, Sowa R, editors. Proceedings of the 2nd International Conference on Ephemeroptera, August 23–26, 1975; Polish Academy of Sciences Laboratory of Water Biology. Warsaw–Krakow: Państwowe Wydawnictwo Naukowe, pp. 211–219. Gavrilović Lj, Dukić D (2002). Reke Srbije. Zavod za udzbenike i nastavna sredstva. Beograd, 208. Grandi M. (1960). Contributi allo studio degli Efemeroidei italini. XXIII. Gli organi genitali maschili nelle forme preimmaginali degli Efemerotteri. Boll dell’Instit di Ent della Univ di Bologna 24: 67–120. Haybach A, Malzacher P (2003). Verzeichnis der Eintagsfliegen (Ephemeroptera) Deutschlands. Entomofauna Germanica 6: 33–46. Haybach A, Haase P (2004). Sammlungsbelege der großten europäischen Eintagsfliege aus Deutschland im Senckenberg- Museum. Natur und Museum 134: 189–191. Helson JE, Williams DD, Turner D (2006). Larval chironomid community organization in four tropical rivers: human impacts and longitudinal zonation. Hydrobiologia 559: 413–431. Hynes NBN (1970). The Ecology of Running Waters. Liverpool, UK: Liverpool Press. ICPDR WFD Roof Report (2004). The Danube River Basin. Part A – Basin-wide overview. International Commission for the Protection of the Danube River (ICPDR) in cooperation with the countries of the Danube River Basin District. Ikonomov P (1959). Ephemeroptera na Makedoniija. Sistematika i faunistika. PhD, Faculty of Science, Skoplje. Ikonomov P (1960). Die verbreitung der Ephemeroptera in Mazedonien. Acta Musei Mac Sci Nat 3: 1–73. Ikonomov P (1962). Baetidae (Ephemeroptera) na Makedonija. Facult Sci Nat Univ Skopje, Annales Biologii 1: 83–140. IUCN (2012). The IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.2. . Downloaded on 17 October 2012. Kerans BL, Karr JR (1994). A benthic index of biotic integrity (B-IBI) for rivers of the Tennessee Valley. Ecol Appl 4: 768–785. Klapalek F (1898). Zaprava o neuropterach a pseudoneuropterach sbironych v Bosne a Hercegovine. Vestnik Ceske Akad Cisare Frantiska Josefa 7: 126–134. Klapalek F (1906). Prispck ke znalosti fauny Neuropteroid Chmvatska, Slavonska i zemi sousednich. Vestnik Ceske Akad Cisare Frantiska Josefa 15: 1–8. Klonwska-Olejnik M Palingenia longicauda. Polish red data book of animals. www.iop.krakow.pl/pckz/opis.asp?id=12andje=en Lock K, Geothalm PLM (2011). Distribution and ecology of the mayflies (Ephemeroptera) of Flanders (Belgium). Ann Limnol- Int J Lim 47: 159–165. Kovács T, Bauernfeind E (2003). Checklist of the Hungarian mayfly fauna (Ephemeroptera). Folia Ent Hung 64: 69–84. 14 PETROVIĆ et al. / Turk J Zool Lenat DR (1988). Water quality assessment of streams using a qualitative collection method for benthic macroinvertebrates. J N AM Benthol Soc 12: 222–233. Lorenz A, Feld CK, Hering D (2004). Typology of streams in Germany based on benthic invertebrates: ecoregions, zonation, geology and substrate. Limnologica 34: 390–397. Marković Z, Janković M (1989). Fauna Ephemeroptera reke Djetinje. III Simpozijum o fauni SR Srbije. Uvodni referati i rezimea, 29. Marković Z (1995). Reka Djetinja. Makrozoobentos u oceni kvaliteta vode. Ministarstvo za zaštitu životne sredine Republike Srbije, Beograd, 117. Marković Z, Mitrović-Tutundžić V (1997). Fauna Ephemeroptera izvorišta Dubašnice, Naša Ekološka istina, V Naučno stručni skup o prirodnim vrednostima i zaštiti životne sredine. Zbornik radova, pp. 294–298. Marković Z (1998). Izvori brdsko-planinskih područja Srbije, ekološka studija makrozoobentosa. Biološki fakultet Univerziteta u Beogradu, 318. Marković Z, Miljanović B, Mitrović-Tutundžić V (1998). Makrozoobentos kao pokazatelj kvaliteta vode reke Jablanice. Godišnjak Jugoslovenskog društva za zaštitu voda. Zbornik radova, pp. 369–372. Marković Z, Živić I (2002). Fauna of Ephemeroptera in the running waters of West Serbia. Arch Biol Sci 54: 117–124. Merritt RW, Cummins KW (1996). An Introduction to the Aquatic Insects of North America. Dubuque, IA, USA: Kendall-Hunt. Metcalfe JL (1989). Biological water quality assessment of running waters based on macroinvertebrate communities: history and present status in Europe. Environ Pollut 60: 101–139. Norris RH, Thoms MC (1999). What is river health? Freshwater Biol 41: 197–209. Paunović M, Kalafatić V, Jakovčev D, Martinović-Vitanović V (1997). Periphyton and Benthos of the Vlasina River. 32. Konferenz der IAD, SIL, Wien, Wissenschaftliche Referate, 193–198. Paunović M, Kalafatić V, Martinović JM, Jakovčev D, Martinović- Vitanović V. (1999). The Vlasina River: water quality, environmental quality assessment and preservation. The 28th Annual Conference of Yugoslav Water Pollution Control Society “Water Pollution Control 1999”, pp. 37–46. Paunović M, Kalafatić V, Jakovcev D, Martinovic-Vitanovic V. (2003). Oligochaetes (Annelida, Oligochaeta) of the River Vlasina (South-east Serbia, Serbia and Montenegro) diversity and distribution. Biologia 58: 903–911. Paunović M, Simić V, Cvijan M, Simonović P, Milutinović B, Knežević S, Stojanović B, Veljković A (2005a). Tipologija i definisanje referentnih uslova za tekuće vode Srbije. Studija. Ministarstvo nauke i zaštite životne sredine Republike Srbije, Uprava za zaštitu životne sredine i Institut za biološka istraživanja “Siniša Stanković”, Beograd. Paunović M, Simić V, Simonović P, Cvijan M, Subakov G, Simić S, Stojanović B, Petrović A, Gačić Z (2005b). Biološki elementi u procesu primene Direktive o vodama EU za područje Srbije. Institut za biološka istraživanja “Siniša Stanković”, Beograd, pp. 254. Paunović M, Jakovčev-Todorović D, Simić V, Stojanović B, Veljković A (2006a). Species composition, spatial distribution and temporal occurrence of mayflies (Ephemeroptera) in the Vlasina river (southeast Serbia). Arch Biol Sci 58: 37–43. Paunović M, Jakovčev-Todorović D, Simić V, Stojanović B, Petrović A (2006b). Trophic relations between macroinvertebrates in the Vlasina river (Serbia). Arch Biol Sci 58: 105–114. Paunović M (2007). Struktura zajednica makroinvertebrata kao indicator tipova tekućih voda Srbije. PhD, Faculty of Biology, University of Belgrade, Serbia. Petrović A, Simić V, Paunović M, Stojanović B (2006). A new records of Epeorus yougoslavicus (Šamal, 1935) [Ephemeroptera] in Serbia and Montenegro. Biotechnol Biotec Eq 20: 67–71. Pil N, Timotić D, Dobretić V (2009). Monitoring of the Tisza mayflower (Palingenula longicauda Olivier, 1791) in Serbia. Protection of Nature 60: 245–252. Radović I, Mesaroš G, Pavićević D, Mihajlović Lj, Protić Lj, Ćetković A (1995). Diverzitet entomofaune (Insecta) Jugoslavije, sa pregledom vrsta od medjunarodnog značaja. In: Stevanović V, Vasić V, editors. Biodiverzitet Jugoslavije sa pregledom vrsta od medjunarodnog značaja. Belgrade: Faculty of Biology and Ecolibri, pp. 371–424. Report on the State of the Environment in the Republic of Serbia for Year 2011. URL: http://www.sepa.gov.rs/download/ Izvestaj2011.pdf. Ruginis T (2006). The checklist of mayflies (Insecta: Ephemeroptera) of Lithuania. Acta Zool Lituanica 16: 1392–1657. Savić A, Ranđelović V, Branković S, Krpo-Ćetković J (2011). Mayfly (Insecta: Ephemeroptera) community structure as an indicator of the ecological status of the Nišava river (Central Balkan Peninsula). Aquat Ecosyst Health 14: 276–284. SCG ICPDR National Report (2004). National report of Serbia and Montenegro – ICPDR Roof Report, Part B. www.icpdr.org. Schmedtje U, Colling M (1996). Ökologische Typisierung der aquatischen Makrofauna. Informationsberichte des Bayerischen Landesamtes fur Wasserwirtschaft 4/96, 543 pp. Simić V (1993). Saprobiološka valorizacija Svrljiškog i Trgoviškog Timoka na osnovu sastava makrozoobentosa. MSc, Faculty of Biology, University of Belgrade, Serbia. Simić V (1995). Mogućnost ekološkog monitoring rečnih ekosistema Srbije na osnovu makrozoonetosa. PhD, Faculty of Biology, University of Belgrade, Serbia. Simić V, Simić S (1999). Use of the river macrozoobenthos of Serbia to formulate a biotic index. Hydrobiologia 416: 51–64. Simić V, Simić S (2003). Macroalgae and macrozoobenthos of the Pčinja River. Arch Biol Sci 55: 121–132. Simić V, Paunović M, Stojanović B, Veljković A (2005). A new record of Choroterpes picteti (Eaton, 1871) [Ephemeroptera: Leptophlebiidae] in Serbia. Biotechnol Biotec Eq 19 (3): 89–90. Simić V, Simić S, Petrović A, Šorić V, Paunović M, Dimitrijević V (2006). Biodiverzitet akvatičnih ekosistema Srbije i ex situ zaštita »BAES ex situ«. http://baes.pmf.kg.ac.rs. 15 PETROVIĆ et al. / Turk J Zool Smith RD, Smith KA (2003). Country Study for Biodiversity of the Republic of Macedonia (First National Report). Skopje: Ministry of Environment and Physical Planning. Stanković SM (1962). Ekologija životinja. Univerzitet u Beogradu i Zavod za izdavanje udzbenika SR Srbije, Beograd. Vannote RL, Minshall GW, Cummins KW, Sedell JR, Cushing CE (1980). The river continuum concept. Can J Fish Aquat Sci 37: 130–137. Vidinova Y (2003). Contribution to the study of mayfly fauna (Ephemeroptera) in Bulgaria. In: Gaino E, editor. Research Update on Ephemeroptera and Plecoptera. Perugia, Italy: University of Perugia, pp. 159–163. Zabric D, Sartori M (1997). First contribution to the mayfly fauna from Slovenia (Ephemeroptera). In: Landolt P, Sartori M, editors. Ephemeroptera and Plecoptera, Biology-Ecology- Systematics.  Fribourg, Switzerland: MTL, pp. 147–151. Zahrádková S, Soldán T, Bojková J, Helešic J, Janovská H, Sroka P (2009). Distribution and biology of mayflies (Ephemeroptera) of the Czech Republic: present status and perspectives. Aquat Insect 31: 629–652. Živojinović S (1950). Fauna insekata šumske domene Majdanpek (entomoloska monografija) SANU, Institut za ekologiju i biogeografiju, Beograd, 160: 1–262. 1093 Importance of genetIc characterIstIcs In the conservatIon and management of crayfIsh In serbIa and montenegro A. Petrovic1, M. rAjkovic2, S. SiMic1, i. MAguire3 and v. SiMic1 1University of Kragujevac, Faculty of Sciences, Institute of Biology and Ecology, 34 000 Kragujevac, Serbia 2Institute for the Protection of Nature, 81 000 Podgorica, Montenegro 3University of Zagreb, Faculty of Science, Department of Biology, 10 000 Zagreb, Croatia abstract Petrovic, A., M. rAjkovic, S. SiMic, i. MAguire and v. SiMic, 2013. importance of genetic characteristics in the conservation and management of crayfish in Serbia and Montenegro. Bulg. J. Agric. Sci., 19: 1093-1104 Research of the population of crayfish of the family Astacidae on the territory of Montenegro and Serbia by using COI gene mDNA as a genetic marker, have shown that all populations of the species Austropotamobius torrentium are homogenous and belonging to the haplogroup “Southern Balkan”. Population of Austropotamobius italicus, recorded only in Montenegro in riv- er Zeta’s upper flow, belongs to the (haplogroup), subspecies meridionalis. The findings of Austropotamobius italicus meridi- onalis are new and an expansion of the southern range border of this subspecies in the Balkan peninsula. For the populations of Astacus astacus, two haplogroups have been detected; the one from Serbia belongs to a new haplotype and is considered to be evolutionally older than the ones from Montenegro and croatia. using coi gene analysis, the highest value of nucleotide diversity (π) was noted for the species Austropotamobius torrentium, π = 4.6% (0.046±0.006); the lowest one was for the spe- cies Astacus astacus, π = 3.2% (0.032±0.006). The achieved results implicate urgent measures for conservation of populations Astacus astacus on the territory of Serbia and Austropotamobius italicus meridionalis on the territory of Montenegro, accom- panied by the use of stricter measures in the management of populations of Astacus astacus in Montenegro. Key words: Astacidae, phylogeny, coi gene, Balkan peninsula, conservation, management Bulgarian Journal of Agricultural Science, 19 (No 5) 2013, 1093-1104 Agricultural Academy E-mail: anapetrovic@kg.ac.rs Introduction The first more detailed research of distribution, taxonomy and phylogeny of decapod crayfish in the territory of Balkan peninsula based on morphological and meristic characters has been conducted during the 1960’s, by Karaman (Kara- man, 1961, 1963). The research was mostly focused on the populations from Macedonia and Croatia (Dalmatia), while the areas of Serbia and Montenegro were considerably less covered by it. in these works according to the high presence of crayfish in the waters of the Balkan Peninsula and that, there was a possibility of their hunting and exploitation. Simic et al. (2008) gave the first more detailed review of the distribution, ecology and the degree of threat of Astacidae on the territory of Serbia and Montenegro. the main result of this review was information on severe endangerment of the species A. astacus and a somewhat better status of populations of A. torrentium, compared to the areas of Middle and eastern europe. the researches on genetic diversity of the populations of Astacidae on the territory of Serbia and Montenegro, which include taxonomy, phylogeny and phylogeography, have not yet been conducted in this area. the aim of this work was to provide a more thorough view of taxonomy, phylogeny and phylogeography of the crabs from the family Astacidae on the territory of Serbia and Montenegro, by using coi gene from mDNA as a genetic marker. this way, the results are added to the research conducted by (Trontelj et al., 2005), which use the coi gene as a genetic marker to give insight into the phy- logeny and phylogeography of the genus Austropotamobius on the territory of the Alps, Slovenia, istria and Dalmatia, as well as to research from the territory of Croatia (Maguire and Gottstein-Matocec, 2004; Marn, 2009). other than providing an insight into the phylogeny and phylogeography of Astacidae in the central Balkan, the pur- pose of this work is to point out genetic characteristics of A. Petrovic, M. Rajkovic, S. Simic, I. Maguire and V. Simic1094 populations which can be of importance for the conservation and management of crayfish in this area and further. material and methods The crayfish from the family Astacidae have been re- searched on the territory of Serbia, Montenegro and croatia from March 2003 to june 2010. LiNi traps, by hand using LPg lamps and hand nets, as well as a machine for electric fishing, captured the crayfish. The crayfishhunt was executed by the most suitable combination of the mentioned methods, on the river profile length of 50m, and test areas of 50 m2 on lakes. the hunt was exectude by the principle of maximum possible total catch. the captured specimens were determined by the keys to determine Astacidae (Bott, 1950, 1972; Kara- man, 1961, 1963; Froglia, 1978; Holdich, 1992, 2002; Füreder and Machino, 2002). In total, 134 localities were researched and 1156 crayfish specimens were analyzed. The captured crayfish were measured for total body length (TL) and weight (W). The sex structure was shown as percentual share of males and females, and the age struc- ture by sorting the units into seven age classes: 0-40, 41-60, 61-80, 81-100,101-120 and 121-140 mm. Total biomass was estimated based on the average weight of units and total num- ber of populations. the annual rate of exploitation was esti- mated based on official annual reports of concessionaires for A. astacus in Montenegro, as well as the report of national in- spection on illegal hunt for crayfish by modified traps (weirs) for A. astacus in Serbia and A. pallipes in Montenegro. genetic analyses Genetic analyses used parapodia (i.e. one extremity at a time), which were kept in 96% ethanol at 200c until DNA isolation. After weighing and taking one parapodium (which was to regenerate as time went by), crayfish were taken back to the water. DNA extraction, amplification and sequencing Genomic DNA was used as isolated from 0.5 g of ma- ture specimens of the species Austropotamobius torrentium, Austropotamobius pallipes and Astacus astacus. DNA was isolated by using the reagents from ″DNeasy Tissue Kit″. The resulting final elution of the isolated DNA was done my means of 100 μL and 200 μL elution buffer, generat- ing thereby two different DNA concentrations used during the experiment, for the preparation of DNA electrophoresis standard. After the settling of genomic DNA of the insect Tenebrio molitor, it was approached to the cutting of DNA into smaller fragments using DNA restriction endonuclease enzyme ecori. High Pure PCR Product Purification Kit or QIAquick® PCR Purification Kit purified DNA molecule fragments. The purified DNA fragments from the column were eluted finally by adding 25 μL elution buffer. After the polymerase chain reaction, the purified DNA molecule fragments were sent to Macrogen inc. company based in South korea, for the purposes of identifying the pri- mary structure of a DNA molecule. The nucleotide sequences of the DNA molecule frag- ments were loaded from the Website of Macrogen Inc. as the FAStA, PDF and ScF format chromatogram files. For load- ing ScF files, the Chromas LITE 2.0 computer software was downloaded from the Web Page at www.technelysium.com. au/chromas.html - was used. phylogenetic analysis the research of phylogenetic relations in freshwater cray- fish of the phylum Decapoda, Fam. Astacidae in three species of Austropotamobius pallipes, Austropotamobius torrentium and Astacus astacus was conducted based on mDNA by 167 sequences of COI gene. From the afore mentioned number of sequences, 39 sequences of COI gene were taken from the sampled specimens (18 sequences from Serbia and Montene- gro and 21 from Croatia), and the remaining 128 sequences of coi gene were taken from the internet genBank data base by NCBI (National Center for Biotechnology Information) (Tables 1 and 2). the results of a molecular phylogenetic analysis are de- pendant directly on the quality of multiple sequences align- ment. the results of the determination of the primary layout of sequences of the COI gene from different populations of the species A. pallipes, A. torrentium and A. astacus, as well as the species Orconectes limosus which was used as the out- er group, were alignment multiple times with the use of pro- gram CLUSTALX 1.83 (Thompson et al., 1997), after which, they were organized in the program BIOEDIT 7.0.5.2 (Hall, 1999) and re-alignment by CLUSTALX 1.83 (Thompson et al., 1997). Organizing them was done by „manually cutting“ the begginings and the ends of the sequences which were considerably longer than the rest of the sequences. After the alignment, they had relatively big areas insertions and dele- tions at the ends of sequences. That way, only the places that were phylogenetically informative were analyzed. Multiple alignment of sequences for COI gene was started with a total number of 39 sequences for the COI gene with the length of 397 pb. Nucleotid staructure was calculated with the program MegA 4.0.1. (Kumar et al., 2007). Phylogenetic analysis was done by Bayesian method (BA method). This is a relatively new method in phylogenetic analysis, which is used in most of the latest phylogentic re- Importance of Genetic Characteristics in the Conservation and Management of Crayfish ... 1095 table 1 Simples of the population crayfish used for the analysis of COI gene (Serbia, Croatia, Montenegro) No. Haplotype Locality1 1 Aa413Buser1 Lake Buser, SrB 2 Aa414Buser2 Lake Buser, SrB 3 Aa412Liverovici1 Liverovici, MNe 4 Aa419Liverovici2 Liverovici, MNe 5 Aa422Liverovici3JarugaMrez Liverovici, MNe 6 Aa427Liverovici4 Liverovici, MNe 7 Aa422Liverovici3JarugaMrez River Mreznica, Dobrenici, CRO 8 Aa443krapina river krapina, cro 9 Attoplodol river toplodolska, SrB 10 AtZlatibor Zlatibor, SrB 11 AtZlatibor Zlatibor, SrB 12 AtCrnojevica River Crnojevica, MNE 13 AtCrnojevica River Crnojevica, MNE 14 AtCrnojevica River Crnojevica, MNE 15 AtCrnojevica River Crnojevica, MNE 16 AtZlatibor Zlatibor, SrB 17 AtZlatibor Zlatibor, SrB 18 Atgrosnicka river grosnicka, SrB 19 AtCrnojevica River Crnojevica, MNE 20 AtDunIvanKralj Ivanecka Zeljeznica, Ivanec, CRO 21 AtDunIvanKralj River Lonja, CRO 22 AtDunIvanKralj Stream Kraljevec, Zagreb, CRO 23 AtDunPoz1 Stream Vrhovci, Pozega, CRO 24 AtDunDolje Stream Dolje, Zagreb, CRO 25 AtDunDolje Stream Dolje, Zagreb, CRO 26 AtDunLoggailrak Stream Dubravica, Zagreb, cro 27 AtDungrac Stream gracani, Zagreb, cro 28 AtDunPoz1 Stream Vrhovci, Pozega CRO 29 AtBreisgau Breisgau, A 30 AtDunPoz2 Stream Bukovica, Pozega, CRO 31 AtDunPoz1 Stream Vucjak, Pozega, CRO 32 AtDunPoz1 Stream Vucjak, Pozega, CRO 33 AtPlitvice Stream Plitvice cro 34 Ap_317_Ap42_Mirna river Mirna, cro 35 Ap_rasa river rasa, cro 36 Ap_DalmatiaZeta Prolosko Blato, Prolozac, CRO 37 Ap_DalmatiaZeta river Zeta, cro 38 Ap333_ApCG7_Zeta1 river Zeta MNe 39 Ap_DalmatiaZeta river Zeta cro 1SrB- Serbia, cro – croatia, MNe – Montenegro search (Mallatt et al., 2004; Utevsky and Trontelj, 2004; Wa- ters and Roy, 2004; Wahlberg et al., 2005; verovnik et al., 2005). Bayesian analysis (Rannala and Yang, 1996; Mau and Newton, 1997; Mau et al., 1999) is based on the knowledge of probabilities which were evaluated by a certain model, the so called posterior probabilities. A. Petrovic, M. Rajkovic, S. Simic, I. Maguire and V. Simic1096 table 2 gene sequences for the coI gene taken from genbank’s No. Haplotype genBank Accession Samples1 1 Aa422Liverovici3JarugaMrez GU727619 Stream Jaruga, Stajnicko polje, CRO 2 Aa_AY667146_Trontelj AY667146 Weißensee, Greifenburg, A 3 Aa_NorwayPoland AF517104 Norway 4 Aa_NorwayPoland AF517103 Poland 5 AtBatania AY667138 Batania, Koύpa, Polikastro, GR 6 Atkefalari AY667132 Ano kefalari, Drama, gr 7 AtkoursovitStruma AY667134 Koursovit, Karidohόri, Sidirόkastro, GR 8 AtMaras AY667133 Maras, Pige, Drama, gr 9 AtMilliramna AY667135 Milli, Angikastro, Sidirόkastro, GR 10 AtMilliramna AY667137 Milli, Angikastro, Sidirόkastro, GR 11 AtMilliramna AY667136 Ramna, Akritohόri, Sidirόkastro, GR 12 AtRCrnojevica AY667139 River Crnojevica, Cetinje, MNE 13 AtkoursovitStruma AM180948 Struma tributary, Sandanska Bistrica, Bg 14 AtBohinj AY667124 Bohinj SLO 15 AtBreisgaurouder AM180942 Rhine & Danube systems, DE and CH 16 AtBreisgaurouder AM180943 Algäu, Haldensee, A 17 AtBreisgaurouder AY667141 Schlierbach, Bliesbruck, Sarreguemines, F 18 AtBreisgaurouder AY667141 gailbach, obergailb., Sarreguemines, F 19 AtBreisgaurouder AY667141 Freiburg im Breisgau, De 20 AtDunLoggailrak AY667127 Rakitna, Ljubljana, SLO 21 AtDunLoggailrak AY667127 River Iska, Ljubljana, SLO 22 AtDunLoggailrak AY667127 Hotenjka Creek, Logatec, SLO 23 AtDunLoggailrak AY667127 Stream Jazbinski, Zerjav, SLO 24 AtDunLoggailrak AY667127 Piano di Fusine, tarvisio, i 25 Atcerkno AY667122 river cerknica, cerkno, SLo 26 AtDovje AY667142 Dovje, Jesenice, SLO 27 AtDunLoggailrak AY667130 Tributary of the Slizza, Tarvisio, I 28 AtDunLoggailrak AY667130 Schinzengraben, Pressegger See, A 29 AtDunLoggailrak AY667130 Zainer Bach, Arnoldstein, A 30 AtGLazi AY667144 Gorenji Lazi, Ribnica, SLO 31 Atglinscica AY667128 Glinscica Creek, Ljubljana, SLO 32 Atgrapca AY667121 Baskagrapa, tolmin, SLo 33 AtDunLoggailrak AY667126 Rakitna, Ljubljana, SLO 34 AtBreisgaurouder AM180945 Algäu, Auerberg, Bavaria, De 35 AtBreisgaurouder AM180944 Algäu, Dachssee, Bavaria, De 36 AtBreisgaurouder AY667143 rouderbaach, grevenmacher, Lu 37 Atvelika AY667131 velika, Demirköy, kirklareli, tr 38 AtWienerwald AM180946 Wienerwald, eastern A 39 AtZala AY667123 Zala Creek, Godovic, Idrija, SLO 40 AtZaplana AY667129 Zaplana, Logatec, SLo 41 AtgrivackiP AY667145 Stream Grivacki, Grivac, Kocevje, SLO 42 Atgkkupa AY667140 Kolpa River Dolenja Zaga, Kocevje, SLO 43 Atosilnica AY667125 Belica Creek, Kocevje, SLO 44 Ap_France AF526891 castelbianco, imperia, i Importance of Genetic Characteristics in the Conservation and Management of Crayfish ... 1097 Table 2 (continued) No. Haplotype genBank Accession Samples1 45 Ap_France AF526891 Le vigan, Lodève, F 46 Ap_France AF526891 Miagliano, Biella, i 47 Ap_France AF526891 Norfolk District, gB 48 Ap_REC4_RjecinaKozinaIstria AY121110 Rijecina, Rijeka, CRO 49 Ap_cSt14_caserta2 AY121111 Las illas, Perpignan, F 50 Ap_cSt14_caserta2 AY121111 Grognardo, Acqui Terme, I 51 Ap_cSt14_caserta2 AY121111 valle castellana, Norcia, i 52 Ap_cSt14_caserta2 AY121111 torricella in Sabina, rieti, i 53 Ap_BAT2_Potenza AY121112 Castelluccio, Potenza, I 54 Ap_guB4_Perrugia AY121113 gubbio, Perugia, i 55 Ap_CUG2_ITCH AY121114 Claro, Bellinzona, CH 56 Ap_CUG2_ITCH AY121114 Cugnasco, Lugano, CH 57 Ap_CUG2_ITCH AY121114 Meride, Lugano, CH 58 Ap_CUG2_ITCH AY121114 Montecrestese, Domodossola, i 59 Ap_CUG2_ITCH AY121114 Casalzuigno, Varese, I 60 Ap_CUG2_ITCH AY121114 Sagliano, voghera, i 61 Ap_CUG2_ITCH AY121114 Ottone, Piacenza, I 62 Ap_iberic AY121115 Redipollos, Riano, Leόn, EST 63 Ap_iberic AY121115 Orozco, Tolosa, EST 64 Ap_iberic AY121115 roncesvalles, Pamplona, eSt 65 Ap_iberic AY121115 Beceite, valderrobres, eSt 66 Ap_iberic AY121115 Arroyo, granada, eSt 67 Ap_iberic AY121115 Nirano, Sassuolo, i 68 Ap_iberic AY121115 Papiano, Sita, Arezzo, I 69 Ap_BRA5_Verbania AY121116 Bracchio, verbania, i 70 Ap_Alpscres AY121117 gitschtal, carinthia, A 71 Ap_Soca AY121118 Idrija Creek, Kobarid, SLO 72 Ap_Soca AY121118 Breginj, Kobarid, SLO 73 Ap_Soca AY121118 Cósizza, Clódig, Cividade del Friuli, I 74 Ap_MIR9_Buzet AY121119 Buzet, CRO 75 Ap_DalmatiaZeta AY121120 Vrba Creek, Donje Postinje, Drnis, CRO 76 Ap_REC4_RjecinaKozinaIstria AY121121 Botazzo, San Dorligo della Valle, Trieste, I 77 Ap_REC4_RjecinaKozinaIstria AY121121 Odolina, Kozina, SLO 78 Ap_REC4_RjecinaKozinaIstria AY121121 Rjecina, Rijeka, CRO 79 Ap_viM2_Bergamo AY121122 Santuario, imagna, Bergamo, i 80 Ap_VED15_Tarcento AY121123 Vedronza, Tarcento, I 81 Ap_VED15_Tarcento AY121123 Stella, Sterpo, codroipo, i 82 Ap_git3 AY121124 Leale Avasinis, gemona del Friuli, i 83 Ap_Ste4_codroipo AY121125 Stella, Sterpo, codroipo, i 84 Ap_VIP7_Stanjel AY121126 Stanjel, Vipava, SLO 85 Ap_BeL2 AY121127 n/a 86 Ap_DalmatiaZeta AY667106 Lake Modro oko, Ploce, cro 87 Ap_DalmatiaZeta AY667106 konavoski Dvori, Dubrovnik, cro 88 Ap_Dragonja AY667107 Dragonja River, Piran, SLO 89 Ap_Soca AY667108 Mlake, vipava, SLo A. Petrovic, M. Rajkovic, S. Simic, I. Maguire and V. Simic1098 Bayesian analysis was performed by a program Mr. BAYES 3.1.1 (Ronquist and Huelsenbeck, 2003), using the method „Metropolis-coupled Markov Chain Monte Carlo“, which is based on a series of independent research for a group of best trunks with ocassional changes of information be- tween researches (Mau et al., 1999). Bayesian analysis was pefrormed on 5 000 000 genera- tions, trunks were collected on each 1000 generation, which Table 2 (continued) No. Haplotype genBank Accession Samples1 90 Ap_Bracana AY667109 Stream Bracana, Buzet, CRO 91 Ap_REC4_RjecinaKozinaIstria AY667110 Glinscica Creek, Kozina, SLO 92 Ap_Alpscres AY667111 Lake vransko, island cres, cro 93 Ap_Alpscres AY667112 Borenitze Bach, Weißbriach, Hermagor, A 94 Ap_Alpscres AY667112 Podovia Bach, SanLorenzen, Hermagor, A 95 Ap_Alpscres AY667112 Waldbach, Jaders.-Grünburg, Hermagor, A 96 Ap_Alpscres AY667112 Krebsbach, Sanke Daniel, Hermagor, A 97 Ap_Alpscres AY667112 Reisach, Hermagor, A 98 Ap_Alpscres AY667112 Kriebenbachl, Treßdorf, Hermagor, A 99 Ap_Alpscres AY667112 Staudlerbachl, greifenburg, A 100 Ap_Moosbachl AY667113 Moosbachl, Sankt georgen, Bruneck, i 101 Ap_iberic AY667114 tortulhas, Miranda do Douro, Pt 102 Ap_iberic AY667114 Sant-genís, espolla, Figueres, eSt 103 Ap_iberic AY667114 Arroyo, guadix, granada, eSt 104 Ap_France AY667115 Longeau River, Fresnes-en-Woëvres, F 105 Ap_France AY667115 Opfingen, Freiburg im Breisgau, DE 106 Ap_France AY667115 Moulin des Adrets creek, Brignoud, F 107 Ap_DalmatiaZeta AY667116 Lake Modro Oko, Ploče, CRO 108 Ap_vipava AY667117 Mlake, vipava, SLo 109 Ap_Alpscres AY667118 Wiesenbach. Jadersdorf-Grünburg, He., A 110 Ap_Sopotnica AY667119 Sopotnica creek, tolmin, SLo 111 Ap_osapska AY667120 osapska reka, koper, SLo 112 Ap_caserta1 AB443447 regio di caserta, i 113 Ap_cSt14_caserta2 AB443450 regio di caserta, i 114 Ap_cSt14_caserta2 AB443449 regio di caserta, i 115 Ap_cSt14_caserta2 AB443446 regio di caserta, i 116 Ap_cSt14_caserta2 AB443451 regio di caserta, i 117 Ap_cSt14_caserta2 AB443445 regio di caserta, i 118 Ap_cSt14_caserta2 AB443448 regio di caserta, i 119 Ap_iberic EF485041 Navarra, eSP 120 Ap_iberic FJ897840 ebro, villacantid, eSP 121 Ap_iberic FJ897841 turia, valencia, eSP 122 Ap_iberic FJ897842 Asturias, eSP 123 Ap_iberic FJ897843 Burgos, eSP 124 Ap_iberic FJ897844 Llobregat, Barcelona, eSP 125 Ap_iberic FJ897845 castellon, eSP 126 Pleptodactylus AF525228 127 cshufeldtii eu921149 128 cdauricus AY667147 Levaya creek, korsakovo, khabarovsk, ru 1 i- italy, SLo- Slovenia, A- Austria, F- France, cro- croatia, gr- grecee, eSt- estonia, eSP- Spain, Pt- Portugal, ru- russia Importance of Genetic Characteristics in the Conservation and Management of Crayfish ... 1099 means that, in total, 5000 trunks were collected. 500 trunks were disposed as the burnin, because there was no conver- gence in the analysis. In the end, out of the analyzed trunk se- quences a concencus trunk of the 4500 best trunks was con- structed. Model used for analysis was HKY+G+ I obtained with the use of program Modeltest, with the appointed crite- rion Corected Akaike Information Criterion (AICc). For the non-coding sequence of COI gene command sets were used according to (Franjević, 2006). Genetic distance (p) and the average nucleotide diver- sity (π) in this research was calculated by using the pro- gram MegA 3.1. (Kumar et al., 2007) but, since that pro- gram doesn’t have HKY model with gamma distribution, the tamura-Nei model with gamma distribution was used for calculation, being most similar to model HKY (Nei and Kumar, 2000). results phylogenetic analysis the result of Bayesian analisys is the rooted phylograms of sequence relations for COI genes (Figure 1) with the values of posteriror probabilities in branching nodes, which present and alternative to self-reading values. By a detailed analysis of the obtained phylograms, it has been determined that the haplotypes of the analyzed gene sequences can be grouped at the COI gene marker into 10 smaller or three larger phylogeographic groups, the so-called haplogroups. Within each haplogroup, there are several hap- lotypes (Table 3). Each haplotype has a characteristic and unique nucleotide arrangement. Between the sequences with- in the same haplotype there is no pairwise distance. in the case of coi gene, BA phylogram has shown the separation of haplotypes for the species A. astacus into two haplogroups, called «Buser» and «evropa», for the species A. torrentium four haplogroups, called «Dunav», «juzni Bal- kan», «kupa» and «Plitvice». For the complex A. pallipes / italicus five haplogroups, or subspecies: A. i. meridionalis, A .i. carinthiacus + italicus, A. i. carsicus, A. i. osapska and A. pallipes – France (Figure 1). Analysis of genetic distance (d) mostly indicates corela- tion with the geographical remoteness of the separated haplo- groups, and it is the biggest between haplogroups that belong to different species (Table 4). By analysis of nucleotide diversity (π) within the separat- ed haplogroups by coi gene, the highest value of nucleotide diversity was shown by haplogroup A. torrentium – Juzni Balkan 4.4% (0.044±0.007), while the lowest was shown by table 3 Haplogroups and haplotypes of the processed sequences of the COI gene (Astacus astacus, Austropotamobius torrentium and A. pallipes) gen. marc. Haplogroup Haplotype coi Astacus astacus europa Liverovici1, Liverovici2, Liverovici 3, JarugaMrez, Liverovici 4, Krapina, Norway Poland, Trontelj, Krapina Lake Buser Buser1, Buser2 Austropotamobius torrentium Southern Balkan Batania, Milliramna, koursovitStruma, grosnicka, Zlatibor, R. Crnojevica, Crnojevica, Kefaleri, Maras,toplodolska Plitvice Plitvice kupa kupa, osilnica, grivackiP Danube DunIvanKralj, DunPoz1, DunDolje, DunLogGailRak, DunGrec, Glinscica, GLazi, Cerkno, Zaplana, Bohinj, Dovje, Grepca, Zala, BreisgauRouder, Wienerwald, Velika Austropotamobius pallipes A. italicus meridionalis Caserta1, Potenza, Perrugia, Caserta2, Mirna, Buzet, Bracana, Sopotnica, Soca, vipara, git3, codroipo, AlpsCres, Tarcento, Rasa, Moosbachl, DalmacijaZeta, Zeta1, Stanjel A.i.casicus Dragonja, RjecinaKozinaIstra, BEL2, Bergamo A.i.italicus + A.i.carinthiacus CUG2, ITCH, Verbania, Iberic osapska osapska A. pallipes France A. Petrovic, M. Rajkovic, S. Simic, I. Maguire and V. Simic1100 haplogroup „Buser“ of the species A. astacus and A. i. – Car- sicus- italicus 0.3 % (0.003±0.002) (Table 5). Analysis of the basic elements of population structure is presented in population A. astacus and A. pallipes, which are fig. 1. haplogroups and the belonging haplotypes of phylograms of coI gene bulit by Bayesian method Importance of Genetic Characteristics in the Conservation and Management of Crayfish ... 1101 legally and / or illegally exploited in Serbia and Montenegro in Table 6. discussion Management crayfish in Serbia and Montenegro, except through the analysis of basic indicators of population struc- tures that are shown in Table 6 considered from the aspect of the genetic structure of populations. Based on the relation- ships of exploited biomass and total biomass crayfish popu- lations of A. astacus and A. pallipes, which are legally and / or illegally exploited in this area shows a tendency to over- exploitation A.astacus in Montenegro. the excessive exploi- tation of A. astacus in Montenegro can be observed under exploited biomaase, which is approximately 64% of the total biomass. in populations A. astacus from Serbia percentage of exploitation, if we observe the biomass is approximately 47% versus the total biomass (Table 6). the degree of belonging exploitation in the lower streams of river Zeta cannot be determined with certainty from our research, but it is evident that locals are sometimes using the crayfish as a food (Table 6). However, the genetic structure of populations exploited obtained new data, which are important for both management and conservation of crayfish in this area. The first significant result of genetic analysis is the clarification of taxonomy of crayfish especially in comes to A. pallipes. in the past, several authors have tried to solve the tax- onomy of crayfish from the family Astaciade based on the differences in the morphological characteristics. Within the species A. pallipes (Bott, 1950) differentiates three subspe- cies based on morphological criteria. Subspecies A. pallipes pallipes (Lereboullet, 1858) is, according to him, most repre- sented in the area that borders the Pyrenees on one, the Alps on the the other and england and ireland on the third side. the subspecies A. pallipes lusitanicus is limited to iberian Peninsula, while the subspecies A. pallipes italicus inhabits areas in Italy, Slovenia, Austria and Switzerland. Opposed to this, Karaman (1961) differentiates two spe- cies, A. pallipes and A. italicus. Furthermore, he divides the table 4 Genetic distance (d) between isolated haplogroup (subspecies) crayfish Haplogroup A. to rr en tiu m D an ub e A. to rr en tiu m k up a A. to rr en tiu m So ut he rn B al ka n A. to rr en tiu m Pl itv ic e A. as ta cu s B us er A. as ta cu s eu ro pa A. ita lic us m er id io na lis A. ita lic us ca rs ic us A. ita lic us ca ri ta l A. ita lic us o sa ps ka A. pa lli pe s A.torrentium Danube 0.018 0.007 0.016 0.028 0.027 0.024 0.022 0.023 0.021 0.022 A.torrentium kupa 0.092 0.017 0.016 0.029 0.028 0.027 0.023 0.022 0.024 0.024 A.torrentium Southern Balkan 0.042 0.103 0.018 0.025 0.025 0.024 0.02 0.022 0.018 0.022 A.torrentium Plitvice 0.076 0.072 0.099 0.03 0.027 0.025 0.023 0.022 0.022 0.021 A.astacus Buser 0.171 0.183 0.165 0.181 0.012 0.03 0.024 0.028 0.025 0.029 A.astacus europa 0.172 0.173 0.167 0.166 0.056 0.03 0.023 0.027 0.024 0.027 A.italicus meridionalis 0.151 0.158 0.161 0.146 0.198 0.191 0.013 0.013 0.012 0.018 A. italicus carsicus 0.137 0.137 0.139 0.135 0.153 0.145 0.064 0.011 0.008 0.018 A.italicus carital 0.137 0.131 0.141 0.122 0.183 0.166 0.059 0.045 0.012 0.017 A.italicus osapska 0.124 0.14 0.117 0.123 0.152 0.143 0.057 0.026 0.044 0.016 A. pallipes 0.134 0.142 0.139 0.12 0.182 0.171 0.099 0.093 0.081 0.078 table 5 Nucleotide diversity (π) COI gene isolated haplogroups (subspecies) crayfish Haplogroup A. to rr en tiu m D an ub e A. to rr en tiu m k up a A. to rr en tiu m So ut he rn B al ka n A. to rr en tiu m Pl itv ic e A. as ta cu s B us er A. as ta cu s eu ro pa A. ita lic us m er id io na lis A. ita lic us ca rs ic us A. ita lic us ca ri ta l A. it al ic us o sa ps ka A. pa lli pe s Nucleotide diversity (π) 0.008 0.007 0.044 n/c 0.003 0.017 0.022 0.016 0.003 n/c n/c Standard error (SE) 0.002 0.03 0.007 n/c 0.002 0.005 0.005 0.005 0.002 n/c n/c A. Petrovic, M. Rajkovic, S. Simic, I. Maguire and V. Simic1102 species A. italicus into three subspecies: A. i. italicus, A. i. lus- itanicus and A. i. carsicus whose range is in the karst area of the former Yugoslavia. Lately, following the progress of mo- lecular phylogenetic methods (Grandjean et al., 2000), based on genetic distance (d) of the gene for rRNA of 4.6% (0.046 ± 0.009) between two big haplogroups, suggest a division of the complex of the species A. pallipes into two separate spe- cies: A. pallipes and A. italicus. Furthermost, within the same work, the authors define three subspecies, based on molecular phylogenetic evidence - A. i. italicus, A. i. carinthiacus and A. i. carsicus. taking into account genetic distance of the same gene of 4.18% (0.042 ± 0.006) (Fratini et al., 2005), also dif- ferentiate two species: A. pallipes and A. italicus and, similar to (Grandjean et al., 2000) further divide the species A. itali- cus into the same three subspecies (A. i. italicus, A. i. carin- thiacus, A. i. carsicus), but also add another subspecies A. i. meridionalis, whose range is in the complete southern part of the Apenine peninsula, where it is joined by a haplotype from Slovenia (Zaccara et al., 2005), based on the genetic distance between haplogroups of 6.51% ± 0.42% confirm the results of other research, but by using coi marker. their result indicate the existence of two subspecies within the species A. italicus on the relatively unexplored area around the river Po in italy. Trontelj et al. (2005) uses COI gene as a genetic marker and distinguishes four haplotypes within A. torrentium - (Southern Balkans, SE Alps + Slovenia, Uper Rhine basin, Uper Kolpa Basin) and six haplotypes within A. pallipes: (NW Italy, W Europe, Istra I, Istra II, Apennine, SE Alps+W Balkans). Marker analysis of coi gene from the population of Ast- acidae in Serbia and Montenegro has shown distinctly difer- entiated haplogroups (Table 3), of which four haplogroups create taxon A. italicus, while separate ones are taxons A. pallipes, A. torrentium and A. astacus. Results obtained in this work unequivocally speak in fa- vour of the hypothesis that there are two separate species within the complex of the species A. pallipes. this is acer- tained through comparinf the resluts of genetic distance of the marker of coi gene between A. pallipes haplogroup and A. italicus haplogroup with the afore mentioned research, which amounts to 9.9% (0.099±0.017). in this work, based on coi gene, it has been discovered and proven that a population of A. italicus, belonging to the sub- species meridionalis lives i the lower flow of the river Zeta in Montenegro. This is a new finding of this species and it repre- sents, so far, the southern border of it’s range of distribuiton. Throught the analysis of the research done by (Fratini et al., 2005), it is clear that the range of species called by the authors A. i. meridionalis matches the range of several haplo- types within the haplogroup „Balkan“. The range of distribu- tion of the haplogroup „Balkan“ is limited to the area of the table 6 characteristics of the population and the rate of exploitation in serbia and montenegro Parameters/species A. astacus Serbia A. astacus Montenegro A. pallipes Montenegro N/km 102.9 11580 69.85 N total 6174 173 700 3465 sex structure (mm) % Male % 56.78 52.95 50.2 Female % 43.22 47.03 48.7 age structure (mm) % 0-40 % 1.52 2.8 - 41-60 7.42 7.9 10 61-80 39.67 15.5 32.2 81-100 25.78 28.3 45 101-120 13.65 207 14.1 121-140 9.78 18.2 - 141-160 2.23 6.6 - L mean 57.34 77.78 61.27 W mean (g) 19.67 37.88 23.65 Biomas/total in kg 121 400. 00 6 543 279.00 81 947.25 the total annual biomass increment in kg approximately 700 3 192.606 ? Year old exploitation rate in kg and % approximately 350 47% approximately 2 066.820 64% ? Importance of Genetic Characteristics in the Conservation and Management of Crayfish ... 1103 Dinarides on one side and the area of central and southern italy on the other. A. i. meridionalis has a mutual haplotyoe with the dalmatian populations and the populations in central and southern italy. this genetic similarity can be explained by land connection that existed between the Balkan and Ap- ennine peninsula during the receding of the Adriatic sea level during the Mesinna crisis. An interesting finding of a haplo- type in Slovenia which (Fratini et al., 2005) classify under the subspecies A. i. meridionalis speaks in favour of that theory. it remains unclear if the haplotypes found in the Apennine peninsula were incorrectly classified into the subspecies A. i. meridionalis , and if it would still be more natural if they were classified under the subspecies A. i. carsicus which was de- scribed by (Karaman, 1961) and confirmed by (Grandjean et al., 2000; Fratini et al., 2005), or all the haplotypes of the Bal- kan part of the group „Balkan“ were incorrectly determined in the earlier researches as A. i. carsicus and should be called A. i. meridionalis, accordind to their genetoc characteristics. it is a fact that the Apennine and Balkan part of the haplogroup „Balkan“ have shown a high level of phylogenetic similarity, so it is expected for them to be one subspecies. this fact is further confirmed in the work of (Trontelj et al., 2005). Haplogroup «Zapad» presents a group of haplotypes which can be classified into a unique species Austropotamobius pal- lipes. results in this part of the research almost entirely match the results obtained in other similar researches (Grandjean et al., 2000; Fratini et al., 2005; Zaccara et al., 2005; Trontelj et al., 2005). The limit of the range of the species A. pallipes and A. italicus in this research’s case was somewhat more to the west then quoted by (Zaccara et al., 2005), which is most probably the consenquence of the fact that there was no specimen in that research which, in this case, moved the limit minimally westward. The clarification of the taxonomy, phy- logeny and phylogeography complex A. pallipes contribute to genetic research and new findings of this species in Bosnia and Herzegovina (Trozic-Borovac, 2011). the species Austropotamobius torrentium has four hap- logroups. Populations from Montenegro belong to the haplo- group «juzni Balkan». This is in accordance with the research (Trontelj et al., 2005) which classsifies the populations of A. torrentium from the southern Adriatic and northern Aegean (territories of Montenegro, Macedonia, Greece, Bulgaria and Turkey) into a haplogroup which they called Southern Bal- kans and from which torrentiums in the entire Danube ba- sin (most of Europe) originated. Populations of A. torrentium from Serbia are, based on this research, also classified into the group Southern Balkans, while the populations from cro- atia belong to separate haplogroups. Most of them belong to the haplogroup „Dunav“, and other populations in the areas of Plitvice and the river Kupa. Trontelj et al., (2005) consider the area of the river kupa and gorski kotar the center of bio- logical diversity of this species. these researches are further confirmed by the researches by (Marn, 2009) which, based on the analysis of 16S and COI gene, ascertain the presence of four haplogroups in the small, protected area of Zumberek – Samoborsko gorje. Analysis of COI marker (Table 3) indicates that the species Astacus astacus has two haplogroups. Haplogroup «Evropa» includes the populations from Montenegro and shares haplo- types with the populations of Astacus from the Danube basin (there is no diversity and disstance), whereas A. astacus from Serbia («Buser» lake) has a unique haplotype, so the units are probably older than the other ones. this result is a new fact in the research of phylogeny and phylogeography of the species A. astacus. From the aspect of crayfish conservation, the results obtained in this work are of utmost importance, primarily the ones related to defining the special haplogoup of A. astacus in the area of Serbia. except this, from the con- servation aspect, the fact of genetic isolation of population of A. torrentium from river Crnojevica and the population of A. i. meridionalis from the lower flow of the river Zeta in Mon- tenegro, are also important. the population of A. i. meridionalis in Montenegro is the marginal and southernmost population of this subspecies in it’s area of diffusion and the entire complex of A. pallipes. conclusion the global status of the level of endangerment of the re- searched crayfish, according to IUCN, A. pallipes EN (En- dangered), A. astacus VU (Vulnerable) (Edsman et al., 2010; Füreder et al., 2010) is in contrast with the current trend of exploitation (both legal and illegal) of the crayfish of the spe- cies A. astacus and A. italicus on the territory of Montenegro and Serbia. the obtained results indicate that the management of the crayfish species in question based exclusively on moni- toring the basic structural characteristics is not complete and has to be completed with genetic characteristics of the popu- lations, too. This fact is confirmed in these researches, espe- cially when it comes to A. astacus as a commercially most important species. therefore, the populations of A. astacus in Serbia, from the aspect of genetic characteristics, such as be- longing to a special haplotype and a low genetic diversity, in- dicate a necessary protection from any form of further exploi- tation, regardless of the fact it is the most numerous population of this species in the area (Simic et al., 2008). Likewise, the results indicate the prevention of any kind of exploitation of A. i. meridionalis on the territory of Montenegro, for it is an iso- lated and marginal population of this subspecies from the spe- cies complex of A. pallipes. the management of populations A. Petrovic, M. Rajkovic, S. Simic, I. Maguire and V. Simic1104 of A. astacus in the territory of Montenegro should be revised in the future, by decreasing the annual quote of exploitation or a complete ban of exploitiation in a certain period of time. Acknowledgements the present work was supported by the Serbian Minis- try of Science and Technological Development (Projects No. 43002 and 173025). references Bott, R., 1950. Die Flusskrebse europas (Decapoda; Astacidae). Proc Senck Nat Soc., 483: 1-36. Bott, R., 1972. Besiedlungsgeschichte und systematik der Astacie- den West-Europas unter besonderer beruchksichtigung der sch- weiz. Revue Suisse de Zoologie, 79: 387-408. Edsman, L., L. Füreder, F. Gherardi and C. Souty-Grosset, 2010. Astacus astacus. in: iucN 2012. iucN red List of threat- ened Species. version 2012.2. . Down- loaded on 30 october 2012. Franjevic, D., 2006. Molekularna filogenija dinaridskih vrsta roda Troglocaris (Crustacea, Caridea, Atydea). Doktorska disertacija, Sveučilište u Zagrebu, 187 p. Fratini, S., S. Zaccara, S. Barbaresi, F. Grandjean, C. Souty- Grosset, G. Crosa and F. Gherardi, 2005. Phylogeography of the threatened crayfish (genus Austropotamobius) in Italy: Impli- cation for its conservation. Heredity, 94: 108-118. Froglia, C., 1978. Guida per il riconcoscimento delle specie animali delle acque interne Italiane 4, decapodi. CRN AQ/1/9 Verona. italy. pp 1-39. Füreder, L., F. Gherardi, D. Holdich, J. Reynolds, P. Sibley and C. Souty-Grosset, 2010. Austropotamobius pallipes. in: iucN 2012. iucN red List of threatened Species. version 2012.2. . Downloaded on 30 october 2012. Füreder, L. and Y. Machino, 2002. A revised key of freshwater crayfish in Europe. Berichte des Naturwissenschaftlich-Me- dizinischen Vereins in Innsbruck, 89: 169-178. Grandjean, F., D. J. Harris, C. Souty-Grosset and K. A. Cran- dall, 2000. Systematic of the European endangered crayfish spe- cies Austropotamobius pallipes (Decapoda: Astacidae). Journal of Crustacean Biology, 20: 522-529. Hall, T. A., 1999. BioEdit: a user-friendly biological sequence align- ment editor and analysis program for Windows 95/98/NT. Nucleic Acids Symposium Series, 41: 95-98. Holdich, D. M., 1992. Crayfish nomenclature and terminology: rec- ommendations for uniformity. Finnish Fisheries Research, 14: 141-155. Holdich, D. M., 2002. Distribution of crayfish in Europe and some adjoining countries. Bull.Français Pêche Piscic., 367: 611-650. Karaman, M. S., 1961. Slatkovodni rakovi Jugoslavije. Publikacije stručnog udruženja za unapređenje slatkovodnog ribarstva Ju- goslavije, 3: 1-3. Karaman, M. S., 1963. Studie der Astacidae (Crustacea Decapoda) ii. teil. Hydrobiologia, 22: 111-132. Kumar, S., K. Tamura and M. Nei, 2007. MEGA4: integrated software for molecular evolutionary analysis and sequence align- ment. Briefing in Bioinformatic, 5: 150-163. Maguire, I. and S. Gottstein- Matočec, 2004. the distribution pat- tern of freshwater crayfish in Croatia. Crustaceana, 77 (1): 25-47. Mallatt, J. M., J. R Garey and J. W. Shultz, 2004. Ecdysozoan phylogeny and Bayesian inference: first use of nearly complete 28S and 18S rRNA gene sequences to classify the arthropods and their kin. Molecular Phylogenetics and Evolution, 31: 178–191. Marn, N., 2009. Morfološka i genetička obilježja rakova vrste Austo- potamobius torrentium (Schrank, 1803) na području Parka prirode Žumberak - Samoborsko gorje. Prirodoslovno-matematički fakultet. Sveučilište u Zagrebu. http://bib.irb.hr/ Mau, B. and M. Newton, 1997. Phylogenetic inference for binary data on dendrograms using Markov chain Monte carlo. J. Comp. Graph.Stat., 6: 122-131. Mau, B., M. Newton and B. Larget, 1999. Bayesian phylogenetic inference via Markov chain Monte carlo methods. Biometrics, 55: 1-12. Nei, M. and S. Kumar, 2000. Molecular evolution and Phylogenet- ics, Oxford University Press, New York. Rannala, B. and Z. H. Yang, 1996. Probability distribution of mo- lecular evolutionary trees: A new method of phylogenetic infer- ence. J.Mol.Evol., 43: 304-311. Ronquist, F. and J. P. Huelsenbeck, 2003. MRBAYES 3: Bayesian phylogenetic inference under mixed models. Bioinformatics, 19: 1572-1574. Simic, V., A. Petrovic, M. Rajkovic and M. Paunovic, 2008. Cray- fish of Serbia and Montenegro – the population status and the level of endangerment. Crustaceana, 81 (10): 1153-1176 (Sr). Thompson, J. D., T. J. Gibson, F. Plewniak, F. Jeanmougin and d. g. higgins, 1997. The CLUSTAL_X windows interface: Flex- ible strategies for multiple sequence alignment aided by quality analysis tools. Nucleic Acids Research, 25: 4876-4882. Trontelj, P., Y. Machino and B. Sket, 2005. Phylogenetic and phy- logeographic relationships in the crayfish genus Austropotamo- bius inferred from mitochondrial coi gene seguences. Molecular Phylogenetic and Evolution, 34: 212-226. Trozic-Borovac, S., 2011. Freshwater crayfish in Bosnia and Her- zegovina: the first report on their distribution. Knowl. Managt. Aquatic Ecosyst., 401: 26. Utevsky, S. Y. and P. Trontelj, 2004. Phylogenetic relationships of fish leeches (Hirudinea, Piscicolidae) based on mitochondrial DNA sequences and morphological data. Zoologica Scripta, 33: (4): 375–385. Verovnik, R., B. Sket and P. Trontelj, 2005. The colonization of europe by the freshwater crustacean Asellus aquaticus (Crusta- cea, Isopoda) proceeded from ancient refugia and was directed by habitat connectivity. Molecular Ecology, 14: 4355–4369. Wahlberg, N., M. F. Braby, A. W. Z. Brower, R. de Jong, M. M. Lee, S. Nylin, N. E. Pierce, A. H. Sperling, R. Vila, A. D. War- ren and E. Zakharov, 2005. Synergistic effects of combining morphological and molecular data in resolving the phylogeny of butterflies and skippers. Proceedings of the Royal Society B, 272:1577–1586. Waters, J. M. and M. S. Roy, 2004. Phylogeography of a high-dis- persal New Zealand sea star: does upwelling block gene flow? Molecular Ecology, 13: 2797–2806. Zaccara, S., F. Stefani and G. Crosa, 2005. Diversity of mitochon- drial DNA of the endangered white-clawed crayfish (Austropota- mobius pallipes) in Po River catchment. Freshwater Biology, 50: 1262-1272. Received November, 2, 2012; accepted for printing June, 2, 2013. 1 23 Hydrobiologia The International Journal of Aquatic Sciences ISSN 0018-8158 Hydrobiologia DOI 10.1007/s10750-013-1781-5 Different aggregation approaches in the chironomid community and the threshold of acceptable information loss Djuradj Milošević, Milica Stojković, Dubravka Čerba, Ana Petrović, Momir Paunović & Vladica Simić 1 23 Your article is protected by copyright and all rights are held exclusively by Springer Science +Business Media Dordrecht. This e-offprint is for personal use only and shall not be self- archived in electronic repositories. If you wish to self-archive your article, please use the accepted manuscript version for posting on your own website. You may further deposit the accepted manuscript version in any repository, provided it is only made publicly available 12 months after official publication or later and provided acknowledgement is given to the original source of publication and a link is inserted to the published article on Springer's website. The link must be accompanied by the following text: "The final publication is available at link.springer.com”. PRIMARY RESEARCH PAPER Different aggregation approaches in the chironomid community and the threshold of acceptable information loss Djuradj Milosˇevic´ • Milica Stojkovic´ • Dubravka Cˇerba • Ana Petrovic´ • Momir Paunovic´ • Vladica Simic´ Received: 11 July 2013 / Revised: 2 December 2013 / Accepted: 5 December 2013  Springer Science+Business Media Dordrecht 2013 Abstract Due to the problem of identification, Chironomidae larvae, although very abundant, are often avoided or not properly used in bioassessment programs. The aim of this work was to test how different aggregation processes—taxonomic resolu- tion and the random aggregation approach (best practicable aggregation of species—BestAgg) affect the analysis of chironomid communities regarding any information loss. The self-organizing map method, together with classification strength analysis and Spearman’s rank correlation, revealed that the genus- level and BestAgg-abundance matrix most accurately approximated the species-level community pattern. The subfamily-level dataset was ineffective at pre- senting the chironomid community structure, with a substantially lower concordance with the species-level dataset. The biologic environmental gradients analyses presented the same set of important environmental variables for the species-level, genus-level, and Be- stAgg-abundance matrix. The indicator values analysis showed that indicator genera provide information very close to that gained from species indicators. According to our results, the numeric relationship between species and higher taxa influences taxonomic scaling, limiting Chironomidae family aggregation, with acceptable information loss only up to genus level. In addition, the BestAgg approach, with the maximum level of aggre- gation, properly assesses the community structure and consequently describes environmental conditions. Keywords Aggregation  Taxonomic scaling  Chironomidae larvae  Bioassessment  Self-organizing map (SOM) method Introduction Most bioassessment methods in freshwater manage- ment rely on either taxa specific pollution tolerances, Handling editor: Peeter No˜ges Electronic supplementary material The online version of this article (doi:10.1007/s10750-013-1781-5) contains supple- mentary material, which is available to authorized users. D. Milosˇevic´ (&)  M. Stojkovic´ Department of Biology and Ecology, Faculty of Sciences and Mathematics, University of Nis, Visegradska 33, 18000 Nis, Serbia e-mail: djuradj@pmf.ni.ac.rs D. Cˇerba Department of Biology, University of J. J. Strossmayer in Osijek, Cara Hadrijana 8A, 31000 Osijek, Croatia A. Petrovic´  V. Simic´ (&) Institute of Biology and Ecology, Faculty of Science, University of Kragujevac, Radoja Domanovica 12, 34000 Kragujevac, Serbia e-mail: simic@kg.ac.rs M. Paunovic´ Institute for Biological Research ‘‘Sinisˇa Stankovic´’’, University of Belgrade, Bulevar despota Stefana 142, 11000 Belgrade, Serbia 123 Hydrobiologia DOI 10.1007/s10750-013-1781-5 Author's personal copy with richness and abundance information, the richness and composition of certain taxonomic or functional groups (multimetric indices), or multivariate informa- tion about community pattern (multivariate indices) (Carter et al., 2006). In most cases, the macroinver- tebrate community is used in bioassessment (Rosen- berg & Resh, 1993). The identification of macroinvertebrate taxa based on morphologic features can be problematic, as the number of misidentified taxa increases with taxonomic resolution (Jiang et al., 2013). Also, it is often very difficult or sometimes not at all possible to perform a precise species-level identification using larval-stage individuals. This is especially true for the Chironomidae (Insecta: Dip- tera) family, which is one of the most abundant and diverse freshwater invertebrate taxonomic groups, but they are also one of the most difficult taxa to identify to species level (Armitage et al., 1995; Raunio et al., 2011). Although it is well known that species-level identification is a time-consuming process which is not cost-effective and requires taxonomic expertise (Barton et al., 1995), there is a common stand that species-level data provide the most information for discriminating between samples collected at different locations or times (Lenat & Resh, 2001; Landis, 2003; Verdonschot, 2006). Nevertheless, some authors sug- gested that taxonomic sufficiency should be based on the need for information, depending on scientific, financial, and logistic conditions (Jones, 2008) to keep down the cost of the research, but to provide enough data on community structure and its relations. Taxo- nomic sufficiency is defined as the identification to taxonomic levels higher than species, with enough information to detect the changes in a community when subject to different environmental conditions (Ellis, 1985). Therefore, the objective of any study should set up the threshold of acceptable information loss. In reference to the facts mentioned above, some studies have discussed taxonomic resolution’s influ- ence on the metrics most commonly used in bioas- sessment programs (Jones, 2008). In the first place, richness and diversity indices, as measures of ecolog- ical conditions, have been frequently tested regarding their taxonomic scale impact (Williams & Gaston, 1994; Heino & Soininen, 2007; Jiang et al., 2013). The results have shown very high correlation of the richness and diversity indices between the fine- and coarse-taxonomy data, where the amount of information about community composition at these taxonomic levels was almost the same. On the other hand, the main argument against using coarse-taxon- omy diversity indices is taxonomic details (number of taxa per group). Lenat & Resh (2001) stressed that the ratio of the number of taxa per group influences the correlation between the richness values calculated at different taxonomic scales, where different taxonomic groups have different numbers of members occupying their lower taxonomic ranks. Wu (1982) also empha- sized that the deviation from species-level diversity scores increases with an increase in the number of very abundant higher-rank taxonomic groups. When community pattern, used in multivariate assessment methods, is considered, many authors have suggested applying taxonomic resolution in the data which is ‘‘as high as possible’’ (Hawkins et al., 2000; King & Richardson, 2002; Verdonschot, 2006). They agreed that the consequences of using coarse-taxo- nomic levels could conceal spatio-temporal commu- nity gradients, which could lead to a decrease in discriminatory power in ordination processes (Jones, 2008). On the other hand, Bowman & Bailey (1997) and Waite et al. (2004) had similar results which speak in favor of using coarse-taxonomy, where in both cases coarse-taxonomic ordination results were con- sistent with those of the species-level. Furthermore, the taxonomic scale’s influence on the community–environmental relationship description is also useful information for the community analysis (Heino, 2008). Taxonomically higher groups usually consist of taxa with different ecological preferences, the variability of which increases with a decrease in the taxonomic resolution (Jiang et al., 2013). Despite that fact, the impact of taxonomic resolution was thought to be irrelevant in the community–environ- ment relationship (Waite et al., 2004; Metzeling et al., 2006; Heino, 2008). Finally, all biotic indices use taxa tolerance as an indicator of the water quality (Hilsenhoff, 1977; Resh & Jackson, 1993; Chessman, 2003). Although within the group (e.g., genus, subfamily) different taxa with different tolerance to environmental gradients can be present (Marshall et al., 2006), some biotic indices use coarse-taxonomic level in their input data matrices (genus, Hilsenhoff, 1977; even family, Armitage et al., 1983; Chessman, 2003). Many authors have discussed the errors that have been made using a coarser level of identification (Raunio et al., 2007; Bailey et al., 2011; Hydrobiologia 123 Author's personal copy de-la-Ossa-Carretero et al., 2012). The only way to reveal the lowest-practicable level at which taxa still keep their indicators strength is to simultaneously present the distribution pattern of indicator taxa at different levels of identification (species, genus, and subfamily). All the studies mentioned above analyzed only the consequences of taxonomic scaling, searching for the most effective surrogate in terms of harmless infor- mation loss. On the other hand, Bevilacqua et al. (2012), Siqueira et al. (2012), and Bevilacqua et al. (2013) explored mechanisms of information loss and explained why effectiveness varies along the taxo- nomic scale. The authors exceeded the taxonomic relatedness framework, relying more on the ecological aspect. Their results showed that the alternative way of random aggregation of species into surrogates is more effective than species grouping that follows taxo- nomic relatedness. Also, they revealed the importance of the numeric relationship (/ = G/S) between the number of higher taxa (G) and the number of species (S), which strongly influences the level of congruence between the surrogates and species matrices. Based on all these findings, Bevilacqua et al. (2013) proposed a new species surrogacy approach, the Best Practicable Aggregation of Species (BestAgg). The goal of this method is to define the aggregation matrix which will retain ecological information from the species-level matrix and reduce the effort required for identifying the target group, providing cost-effective assessments of the community response. The authors suggested further investigation in terms of simultaneously test- ing the effectiveness of taxonomic surrogates using different methods (Bevilacqua et al., 2012). According to King & Richardson (2002), the Chironomidae family seems to be crucial in the macroinvertebrate group regarding the taxonomic scale effect. When introducing a mixed taxonomic level data matrix into the study, with all the inverte- brate taxa identified up to family level, except the Chironomidae family, the authors concluded that concordance of datasets at different taxonomic levels depends only on the taxonomic resolution of the chironomid group. Having all this in mind, the Chironomidae family has not been included enough in the scientific debate regarding taxonomic resolu- tion. Few authors have discussed the relationship between the chironomid community and taxonomic resolution by testing different ecological features (Raunio et al., 2007; Greffard et al., 2011; Raunio et al., 2011). Greffard et al. (2011) compared fine- versus coarse-taxonomic resolution to explore the differences in modeling the variance in a large database of the chironomid larvae community in lentic systems in Canada. Also, they wanted to test whether taxonomic resolution can change the compo- sition of underlying environmental predictors of chironomid community composition. By contrast, Raunio et al. (2007, 2011) tested concordance between generic- and species-level taxa richness and ordina- tions, but in lotic system using pupal exuviae. In both cases, searching for surrogates was successful where strong concordance between species- and genus-level data appeared. However, to our knowledge there is no research concerning taxonomic sufficiency of chiron- omid larvae in temperate lotic systems. We wanted to test here how aggregation of species into the surrogates affects the analysis of the chiron- omid community in the Southern Morava river basin regarding any information loss. Therefore, the main goal addressed in this paper was to analyze the concordance between chironomid community patterns based on two different aggregation processes—taxo- nomic resolution and the random aggregation approach (best practicable aggregation of species— BestAgg). Also, we wanted to present how the application of different surrogates influences the detection and presentation accuracy of the commu- nity–environmental relationship. Finally, we wanted to compare indicators of water quality at different taxonomic levels and to evaluate how an indicator’s strength changes along the taxonomic scale. Materials and methods Study area and sampling The Southern Morava river basin, situated in south- eastern Serbia, is a river network spanning over a wide range of altitudes between 130 and 2,170 m. Flowing toward the north, the Southern Morava River receives numerous tributaries among which the largest are the Jablanica, Veternica, Toplica, and Pusta Reka rivers as its left-hand, and the Vlasina, Nisˇava (the longest), and Sokobanjska Moravica rivers as its right-hand tribu- taries. Finally, covering 15,469 km2, after 344 km of flowing together with the Western Morava River it Hydrobiologia 123 Author's personal copy becomes the Great Morava River, the largest river in Serbia (Gavrilovic & Dukic, 2002).The whole catch- ment area is situated in ecoregion 5 (Paunovic´ et al., 2012). Sampling was conducted at 28 sites along the Southern Morava River covering an altitudinal gradi- ent of 975 m (Fig. 1). Consequently, diverse habitat conditions (rivers, side-arms, streams, and a variety of habitats) have been included in this study. The data were collected in the period between May 2010 and March 2011, taking two samples per season, except in spring (seven samples were taken at each sampling site). Due to the high water level during the spring season, it was not possible to collect samples twice. Furthermore, because of the high level of pollution, Chironomidae larvae were absent from site 15 during two seasons. Therefore, we excluded this site from the analysis. A detailed description of sampling method- ology is presented in Milosˇevic´ et al. (2013). The collected specimens were identified to the finest- possible level of taxonomic resolution using the following keys: Pillot (1984a, b, 2009), Schmid (1993), Vallenduuk & Pillot (2007), and Wiederholm (1983). The taxonomy used here is that of Spies & Sæther (2004) with adjustments advised by H. M. Pil- lot (personal communication). At each sampling site, a WTW multi 340i probe was used to measure water temperature, conductivity (EC), pH, and oxygen content [dissolved oxygen (DO) and oxygen saturation (DO%)]. The biochemical oxygen demand (BOD5) and total hardness (H) were measured using the standard methodology recom- mended by APHA (1995). Also, we measured ammo- nia nitrogen (NH4–N), nitrate nitrogen (NO3–N), and orthophosphates (PO4–P) using the Spectrophotome- ter Shimatzu UV–Vis. Water transparency and veloc- ity were measured with a Lovibond PC Checkit and an Aquatech GMH 3330, respectively. For all statistical analyses, the mean values for each season (except for spring) were presented in the environmental data matrix. Data analyses The Pearson correlation test was used to explore the congruence in the total number of taxa (S) and other diversity indices (Shannon–Wiener diversity index-H0 and Simpson index-1-D; Dash 2001) between different Fig. 1 Sampling sites over the Southern Morava River system Hydrobiologia 123 Author's personal copy taxonomic levels. The test was conducted using SPSS version 15.0. To test the effectiveness of the surrogates, we prepared four datasets consisting of chironomid larvae abundances in samples at different levels of identifi- cation. The first data matrix was formed of sampling sites (rows) and taxa (columns), identified mainly up (near) to species-level, which in this study was labeled as a species-abundance data matrix. In the next two data matrices, the chironomid community is repre- sented with taxa indentified up to genus and subfamily level, and the matrices are named genus- and subfam- ily-abundance data matrices, respectively. The fourth matrix was formed according to the new approach to species surrogacy, the Best Practicable Aggregation of Species (BestAgg) and named the BestAgg-abundance matrix (Bevilacqua et al., 2013). To determine the BestAgg-abundance matrix, the R code provided in Bevilacqua et al. (2013) was applied. The model consists of two main steps. The first step is the detection of the lowest-practicable aggregation level (defined as /low = Gmin/S where Gmin is a minimum number of surrogate groups and S is a number of species) sufficient to cover the observed variability of the chironomid community at species level. To determine /low, the chironomid species were randomly aggregated in a decreasing number of groups (G) forming a decreasing gradient of / values with a decrement set to 10 % of total number of species (Bevilacqua et al., 2012). For each / value, 1000 random aggregated matrices were obtained, and the correlation value q (Spearman’s rank correlation) between the original species and randomly aggregated matrices was calculated. Next, a distance-based per- mutational multivariate analysis of variance (PER- MANOVA) was performed for each randomly aggregated matrix to test the significant effects of the investigated factors (which in our study present spatial and temporal gradients) on the chironomid community structure. The design for the PERMANO- VA analyses involved 2 crossed factors: elevation (4 levels; see Paunovic´ et al., 2011) and time (4 levels—i.e., spring, summer, autumn, and winter). Spearman’s rank correlation and PERMANOVA were based on Bray–Curtis dissimilarities on untransformed data, using 2,000 permutations. Two procedures were conducted to find /low, the first being to fit a semi log model of q values against corresponding / values, and the second to check whether for the /low value, 95 % of PERMANOVA tests on randomly aggregated matrices show P values equal or lower than the significance level of analysis at species level. Sec- ondly, after setting /low, species selection for the construction of the final BestAgg matrix was done following three macrocriteria: relevance (ecological importance of the taxa), easiness (easy identification of taxa), and resemblance (concerning mutual char- acteristic among organisms for meaningful grouping). Relevance of species was determined using similarity percentage analysis (SIMPER; Clarke & Warwick, 2001). Finally, the BestAgg matrix was validated by testing whether qBestAgg (the correlation between the original species-level matrix and the BestAgg matrix) falls within or above 95 % CI of the correlation values of randomly aggregated matrices in GBestAgg (the number of selected surrogates for BestAgg) groups. Also, the percentage of PERMANOVA tests on random matrices for GBestAgg, which are consistent with those at species level, was calculated. A more detailed methodology of the BestAgg approach is described in Bevilacqua et al. (2013). The BestAgg method was applied using R (R Development Core Team, 2010). These four datasets were used as an input matrix for the Kohonen unsupervised artificial neural network (i.e., self-organizing map—SOM; Kohonen, 1982). Since a SOM can process large and nonlinear datasets, this method is appropriate for this study. SOM analysis was applied to the community data to visualize the spatio-temporal pattern of the chironomid community in different taxonomic resolutions, as mentioned above. The relative abundance data were log trans- formed [log (X ? 1)] and then normalized. The outcome of the ordination process based on biologic data is a two-dimensional grid that consists of output units in a hexagonal lattice (neurons). Each neuron is characterized with a certain model of community data. Finally, in an a priori structured two-dimensional grid (SOM map), sampling sites are assigned to neurons according to their similarity in terms of their commu- nity structure (model of community) (Stojkovic et al., 2013). The similarity of neurons (the models are carried by neurons) is in their mutual distance (dissimilarity increases with an increase in distance). The number of neurons in a 2d-grid was determined a priori using the two most recommended methods (Vesanto et al., 2000; Park et al., 2003). To avoid a large number of empty neurons (Penczak et al., 2012) Hydrobiologia 123 Author's personal copy in the SOM map, and to follow the rules recommended by Park et al. (2003) and Vesanto et al. (2000), 7 x 6 and 8 x 7 map resolutions were considered most appropriate for this study. The classification process on the SOM map was done using the k-means method (Jain & Dubes, 1988). A more detailed methodology of this method is available in Milosˇevic´ et al. (2013). We compared the classification strengths (CS) of the species-level, genus-level, subfamily-level, and BestAgg-abundance matrix classifications derived by the k-means method in the SOM analysis. The CS method can estimate how models (classification schemes) made by genus-level, subfamily-level, and BestAgg-abundance matrices can catch and describe (or cover) variation in the community composition with the finest taxonomy resolution. Classification strengths were calculated for all four divisions made by the SOM. Following Van Sickle & Hughes (2000), we calculated the CS using the mean similarity approach, where CS = W - B. In this equation, variables W and B present the mean of all within- group similarities and the mean between-group sim- ilarity, respectively. Mean similarity dendrograms were based on Sorensen’s similarity coefficient which can range from 0 (no similarity) to 1 (complete similarity). It means that if CS = 0 then W = B and there is no similarity between classes. Whereas, if CS = 1 there is no difference between classes, and in that case W = 1 and B = 0. Analysis was performed using the MRPP analysis in PC-ORD 4.0 Windows software (McCune & Mefford, 1999) and MRPP extension (MRPPCONV.exe), which is part of the MEANSIM 6 software package (Van Sickle & Hughes, 2000). As in the BestAgg approach, quantification of concordance among species-level, genus-level, sub- family-level, and the BestAgg-abundance matrix was done using a comparative test on resemblance matri- ces based on Spearman’s rank correlations. Initially, the relationship between any two samples was presented in Bray–Curtis resemblance matrices for all four abundance matrices. Next, the correlation between pairs of resemblance matrices was measured using Spearman’s correlations (q). In addition, to compare the influence of aggregation on the community–environmental relationship, the biologic environmental gradients (BIO-ENV) analysis (Clarke & Warwick, 2001) was simultaneously per- formed for all four abundance matrices. Besides using Bray–Curtis resemblance matrices for biotic data, this analysis was performed using a Euclidean distance matrix for the 15 environmental variables (elevation, width, depth, velocity, temperature, EC, turbidity, pH, DO, DO%, BOD5, NO3–N, PO4–P, NH4–N, and H). BIO-ENV compares ordinations from biotic and environmental configurations, searching for correla- tion between Bray–Curtis resemblance matrices and the Euclidean distance matrix. In this way, the analysis selects the subset of environmental variables that provides the strongest correlation between biota resemblance and environmental distance matrices. The relation between matrices was obtained using the non-parametric Spearman’s rank correlation test. To obtain a better interpretation of the BIO-ENV analysis, the distribution of environmental factors, which were selected as significant by BIO-ENV, was visualized using SOM analysis. Environmental variables were imported in the SOM prior to the biotic data matrices, but without influencing their ordination and clustering processes. Environmental variables were passively included in analyses calculating the mean value of each environmental variable in each output neuron of the SOM map, previously made with the community data (Park et al., 2003). The outcome of this analysis is a component plane where the distribution of each environmental parameter is presented on the SOM map (Milosˇevic´ et al., 2013). In order to test the community structure in relation to different water quality profiles, the analysis of the potential indicator taxa was conducted on the same dataset as for the previous analyses (community– environmental variables, two levels of taxonomic resolution—species and genus). Initially, we made the ordination and classification process in a SOM based on 11 environmental data, describing the water quality (temperature, EC, turbidity, pH, DO, DO%, BOD5, NO3–N, PO4–P, NH4–N, and H). Significant differ- ences in environmental factors were analyzed using the Kruskal–Wallis test, while individual groups were tested using the Mann–Whitney test. After that, the indicator value (IndVal—a method applied to interpret the displayed patterns from the ecological data using indicator species; Dufreˆne & Legendre, 1997) was simultaneously employed on species- and genus- abundance matrices to find which taxa followed the division based on environmental variables (especially those which indicate organic enrichment). The thresh- old of IndVal values is 25 % where taxa having more Hydrobiologia 123 Author's personal copy than 25 % are present in the group of sites with frequency and abundance of more than 50 %. If taxa have IndVal values less than 25 % but with statistical significance (P [ 0.05), it is important for the group with low values of relative frequency. Results Community structure During the investigation period, 114 taxa were iden- tified within 65 genera and 5 subfamilies (Table 1). Taxa richness was significantly correlated (in all cases P \ 0.01) between different taxonomic levels (Table 2). However, the coefficient of correlation decreased at coarser taxonomic levels. For other diversity indices, the recorded correlation was also significantly high between species- and genus-abun- dance matrices. In contrast to this, no significant correlation was recorded between species- and sub- family levels. According to the BestAgg procedure, the signifi- cant (P \ 0.001) regression model of q against ln(/) (Fig. S1 of Appendix 1 in Supplementary material) and % of efficient PERMANOVAs (Table S1 of Appendix 2 in Supplementary material) revealed that the information retained in the aggregated matrices strongly depended on the level of aggregation which determined that the lowest-practicable aggregation level for the chironomid community was /min = 0.13 with Gmin = 15. The process of surrogate selection for BestAgg presented a set of 17 surrogates, based on taxonomy. The BestAgg-abundance matrix consists of 12 taxa (at species, species group, and subgenus level), 4 genera, and one group which contains the rest of the chironomid taxa from the species-level matrix (Tables S2, S3 of Appendix 2 in Supplementary material). Validation tests for the BestAgg matrix revealed that the probability of GBestAgg to fail in describing the species-level community pattern was P = 0.003. In addition, the correlation between the original species- level matrix and the BestAgg matrix (qBestAgg) falls significantly (P \ 0.05) above random expectations (95 % CI 0.8203–0.8233). The SOM analyses presented three groups of sites in all four cases (species-level, genus-level, subfam- ily-level, and BestAgg-abundance matrices; see Fig. 2a–d). The community patterns in species- and genus-level SOM maps were similar, with each group composed of slightly different sampling sites. More precisely, in the genus-level map, 72.1 % of the sites present in group A were also sorted into species-level classification as members of group A. The matching patterns for groups B and C were 71.5 and 74 %, respectively (Fig. 2a, b). The BestAgg map had a higher matching percentage with the species-level classification for all three groups (A-83.8 %, B-87.9 %, and C-74.3 %) than the genera-level map (Fig. 2a, d). Species-level classification was approx- imated by subfamily-level one to a significantly lower extent. In the subfamily-map, groups A and C consisted of only 53.1 and 53.5 % of the sites that belonged to the same group in the species map, respectively. Matching in group B between the species and subfamily maps was surprisingly high (76.6 %) (Fig. 2a, c). This result was confirmed by the classification strength analyses, where the subfamily-level classifi- cation strength (CS: 0.034) was substantially weaker than those based on the genus-level data (CS: 0.088) and BestAgg data (CS: 0.083) in comparison to the classification strength of species-datasets (CS: 0.093). When resemblance matrices were correlated, clear ecological differences between the datasets based on species and subfamily levels appeared. The results Table 1 Distributional pattern of chironomid taxa (at species, species group, and subgenus level) per genera (G) recorded during the sampling period G1 G2 G3 G4 G5 G8 G10 Number of genera 44 14 2 2 1 1 1 Subscript numbers (1–10) indicate the number of taxa present per genera Table 2 Correlation between diversity indices at different taxonomic level Species-S Species-H0 Species-1-D Genus-S 0.962** Genus-H0 0.950** Genus-1-D 0.928** Subfamily-S 0.349** Subfamily-H0 0.149 Subfamily-1-D 0.173 NS not significant, ** P \ 0.01 Hydrobiologia 123 Author's personal copy revealed strong concordance between species-level and genus-level resemblance matrices (P = 0.001; q = 0.917) and between species-level and BestAgg- resemblance matrices (P = 0.001; qBestAgg = 0.835). Again, correlation derived between subfamily- and species-level resemblance matrices was much weaker (P = 0.001; q = 0.259). Community–environmental relationship The BIO-ENV procedure indicated that, out of 15 analyzed environmental parameters, three of them (velocity, NH4–N, and elevation; Rho = 0.499; P = 0.01) represent the main drivers of spatio- temporal variability in species-level chironomid Fig. 2 The SOM map presenting the Chironomidae community pattern from different sites and seasons in the Southern Morava basin, using an a species-level, b genus-level, c subfamily-level, and d BestAgg-abundance matrix. A neuron classification was made using the k-means method. Capital letters (A, B, and C) stand for different groups. The labels (codes) assigned to each neuron on the map present different sites sampled in different seasons. The number of the code defines a site, while three letters stand for a particular season (Spr spring, Sum summer, Aut autumn, Win winter) Hydrobiologia 123 Author's personal copy community structure. The same results appeared when a genus- and BestAgg-resemblance matrix were applied, with the same environmental parameters but with a slightly lower value of Spearman’s rank correlation coefficient (Rho = 0.471; P = 0.01 and Rho = 0.416; P = 0.01, respectively). Besides, BIO-ENV derived the second and third ‘‘best combi- nations of environmental factors’’ for all three matri- ces, adding to the model additional factors significant for community (Table 3). However, a different ‘‘best combination of environmental parameters’’ (velocity, conductivity, and transparency) controlled the com- munity pattern at a subfamily level, with weak correlation that was not significant (Rho = 0.16; P = 0.15). All important environmental variables were visualized by SOM, which derived component planes with their distribution on the SOM map (Fig. 3a–c). The presence of gradients is noticeable in all component planes, except velocity, indicating that these parameters highly contributed to the com- munity structure. Indicator taxa SOM analysis based on environmental variables derived three groups of sites with different water quality profiles (see Fig. 4; Table 4). Group A consisted of sites that are unpolluted, with low values of conductivity, BOD5, PO4–P, and NH4–N and with a low mineral content (low values of EC, H, and NO3–N). Sampling sites in group B had slightly higher values of parameters indicating organic pollution and significantly higher values of EC, H, and NO3–N. Sites belonging to group C were characterized as heavily polluted with the highest values of conductivity BOD5, PO4–P, and NH4–N. At both levels on the taxonomic scale, IndVal analysis identified represen- tatives for all of these three groups (Table 5). Concerning species-level, the highest number of indicator taxa was recorded for group C (13) while it leveled off for group A (10) and group B (9). These three groups were also characterized by taxa having IndVal values lower than 25 % (see Table 5). A different pattern emerged for the genus-level taxa, with 8 indicator taxa for group C, 7 for group B, and 4 for group A (Table 5). Discussion Previous studies have tried to successfully model community variability using higher taxa surrogates (Jones, 2008). The results were various where for different study areas and datasets different acceptable ranges in the taxonomic scale were proposed (Furse et al., 1984; Marchant, 1990; Bowman & Bailey, 1997; Hawkins et al., 2000; King & Richardson, 2002; Waite et al., 2004; Raunio et al., 2007; Greffard et al., 2011). Jones (2008) presumed that some of the main factors which significantly influence taxonomy suffi- ciency are: taxa richness which is supported by the study area, taxonomic details, among-group variabil- ity of ecological preferences, the study area size, the sampling method used, and the accuracy of the signal to be detected. All these factors arise from the construction of a taxonomic tree and could be simplified as a numerical relationship between species and higher taxa (Bevilacqua et al., 2012). The BestAgg approach considers these same factors, but out of the taxonomic framework, focusing on the aggregation of variables in multivariate data matrices. The purpose is to explore congruencies between the information contained in the original versus the corresponding aggregated matrix, regardless of the nature of the variables (Bevilacqua et al., 2013). It appears that this factor was directly responsible for the results obtained by our study. Two sets of surrogates enabling the approximation of community structure were obtained by two different Table 3 Results of BIO-ENV analysis: the first three best variable combinations for the species-level, genus-level, and BestAgg-abundance matrix with values of Spearman’s rank correlations (Rho) and P P Rho Best variable combination Rank (species-level) 1 0.01 0.499 Velocity; NH4–N; elevation 2 0.01 0.470 Velocity; NH4–N; elevation; width 3 0.01 0.469 Velocity; conductivity; elevation; width Rank (genus-level) 1 0.01 0.471 Velocity; NH4–N; elevation 2 0.01 0.444 Velocity; conductivity; elevation; width 3 0.01 0.436 Velocity; NH4–N; elevation Rank (BestAgg) 1 0.01 0.416 Velocity; NH4–N; elevation 2 0.01 0.402 Velocity; NH4–N 3 0.01 0.390 Velocity; NO3–N; NH4–N; elevation Hydrobiologia 123 Author's personal copy approaches. In both cases, the aggregation process diminished the number of variables with acceptable information loss. It was especially true for the BestAgg approach, which through the selection and aggregation process defined a matrix with only 17 surrogates at different taxonomic levels. Such a reduction of a multivariate matrix through the selec- tion and aggregation process, with harmless informa- tion loss, is cost-effective and will drastically save time needed for identification. This benefit is partic- ularly important for the family of Chironomidae whose identification process is complicated and requires taxonomic expertise (Milosˇevic´ et al., 2013). A very high positive correlation of diversity indices between species- and genus-level data could also be explained with the taxonomic details of the chirono- mid community (Jones, 2008). More precisely, the evenness of the distribution of taxa across the hierar- chical taxonomic tree is the main factor that could have strongly altered the extent of species-to-subfam- ily correlation, which was also recorded for the other groups of macroinvertebrates (Bevilacqua et al., 2012). Since in our datasets most of the genera are single-species groups (Table 1), and only 7 genera have more than two taxa, it is understandable why the information loss in the estimation of indices at genus level is minor. On the other hand, the magnitude of correlation dramatically diminishes between species- and subfamily level, which can also be explained by the differences in taxonomic details. Unequal distri- bution of taxa per subfamily strongly affects the concordance of indices, especially Shannon–Wiener and Simpson’s indices, for which the correlation models were not significant in this study (see Wu Effect; Wu, 1982). The taxonomic scale effect showed a similar pattern in the ordination and classification processes. As we expected, the species-level community pattern dis- criminated sampling sites on spatial and temporal scales (Milosˇevic´ et al., 2013). Similar to that, the genus-level community also successfully approxi- mated such an ordination with a low level of deviation, which was also confirmed in other studies (Ruse, 2002; Raunio et al., 2007). Classification strength values were similar for species- and genus-level data, indicating that classification based on genus-data Fig. 3 Visualization of environmental parameters selected by the BIO-ENV procedure, using an a species-level, b genus-level, and c BestAgg-abundance matrix on the previously trained SOM map in gray scale (NH4–N—ammonia nitrogen and NO3–N— nitrate nitrogen). Bars for each map represent the measured values of the parameters. The shade of black for each parameter is highly correlated with its maximum value in the study. A lighter shade of gray indicates a decline of these parameters. The presence of a gray gradient on the map indicates that the parameter highly contributed to the community pattern Hydrobiologia 123 Author's personal copy ranks community variance in almost the same way. However, this was not the case with the subfamily- level dataset, presenting an altogether different outcome of the ordination process. This deviation, as well as a low CS value for the subfamily-level classification, indicates the insufficiency of this tax- onomic resolution to properly display the variability of the chironomid community. Contrary to our results, Bailey et al. (2011) suggested much wider taxonomic scaling (from genus to order) in multivariate descrip- tions of the macroinvertebrate community structure. Bevilacqua et al. (2012) showed that a numeric relationship between species and higher taxa is strongly correlated with information loss and set up a threshold of /\ 0.4 when taxonomic scaling was successfully used. In that regard, a numeric relation- ship between chironomid subfamilies and species is very low (/ = 0.04), and such a low number of higher taxa (5 subfamilies) could explain the failure of the subfamily to be an efficient surrogate. On the other hand, outside of taxonomic scaling, the BestAgg approach presented how randomly aggregated surro- gates could be effective at much lower /. In our case, the BestAgg matrix has 17 surrogates with / = 0.15. Similar results were presented by Bevilacqua et al. (2013) where the numerical relationships for the two BestAgg datasets of macroinvertebrate community were / = 0.11 and / = 0.29. Furthermore, despite the fact that a general spatial and seasonal pattern of the subfamily level exists (Helson et al., 2006), it wasn’t evident in the SOM map (see Fig. 2c). However, group B in the subfamily Fig. 4 The SOM map presenting neuron clusters based on environmental parameters. Neuron classification was made using the k-means method. Capital letters (A, B, and C) stand for different groups. The labels (codes) assigned to each neuron on the map present different sites sampled in different seasons. The number of the code defines a site, while three letters stand for particular season (Spr spring, Sum summer, Aut autumn, Win winter) Table 4 Mean values ±1 standard deviation for environmental parameters per group derived by the k-means method in the SOM analysis Parameter Group A B C Water temperature (C) 11.45 ± 4.88a 9.79 ± 4.57a 14.23 ± 4.86 Conductivity (lS/cm2) 169.48 ± 60.48 384.30 ± 80.19 494.16 ± 106.73 Transparency (NTU) 9.142 ± 4.638a 9.052 ± 5.836a 12.670 ± 6.136 pH 6.89 ± 0.54a 6.96 ± 0.59a 6.93 ± 0.45a Dissolved oxygen (mg/l) 11.16 ± 0.93a 10.57 ± 1.51ab 10.35 ± 1.53b DO saturation (%) 109.43 ± 11.35a 97.90 ± 11,80 104.48 ± 14.77a BOD5 (mgO2/l) 3.91 ± 0.82 a 4.19 ± 1.12ab 4.51 ± 1.20b NO3–N (mg/l) 1.188 ± 0.498 2.378 ± 1.008 6.51 ± 3.936 PO4–P (mg/l) 0.078 ± 0.049 a 0.104 ± 0.095a 0.365 ± 0.247 NH4–N (mg/l) 0.928 ± 0.512 a 0.846 ± 0.528a 1.727 ± 0.841 Hardness (N) 87.60 ± 33.50 188.250 ± 49.476 222.23 ± 47.19 Values within the same row not sharing a common superscript letter are significantly different a,b P \ 0.017 Hydrobiologia 123 Author's personal copy map was composed of 75 % of the sampling sites that correspond to group B in the species map. The majority of sites belonging to group B were sampled during the spring season when a high water table was recorded. Consequently, the species richness was substantially lower at all sites characterized by community structures with a higher subfamily/species ratio (/). Only under these conditions was the approximation of community structure at subfamily level pragmatic. In general, the reason for the poor estimation of the community structure using subfamily-level resolution is presum- ably caused by the huge diversity of the Chironomidae family at lower, and at the same time a low diversity at higher taxonomic level (Ferrington, 2008). Hawkins and Norris (2000) claimed that families with a high number of taxa, during adaptive radiation, shape a wide scale of different ecological profiles within a group (family). Therefore, when datasets with short taxo- nomic representation are used, course taxonomy such as subfamily-level taxonomy is insufficient, leading to a substantial loss of information. The key environmental factors that explain the chironomid community structure in this study have already been well documented (Puntı´ et al., 2009; Milosˇevic´ et al., 2012; Milosˇevic´ et al., 2013). The same model appeared in the genus-level dataset, meaning that most genera consist of species that respond to environmental factors in the same way. Table 5 Indicator taxa for SOM groups based on water quality parameters at different taxonomic levels (species and genus) Taxa Gr. InV Taxa Gr. InV Taxa Gr. InV Epoicocladius flavens A 46.7*** Parametriocnemusstylatus B 63.6*** Cricotopus triannulatus agg C 57.7*** Thienemanniella clavicornis A 39.2** Orthocladius (Orthocladius) B 44.4** Cricotopus bicinctus C 47.8*** Tvetenia bavarica A 39.0*** Paracladopelma laminatum B 37.4** Cryptochironomus sp. C 46.3*** Corynoneura lobata A 31.1*** Paratrissocladius excerptus B 36.6*** Polypedilum scalaenum C 44.5* Thienemannimyia sp. A 24.5** Polypedilum laetum B 29.1* Rheocricotopus chalybeatus C 39.0** Orthocladius frigidus A 24.3** Rheocricotopus fuscipes B 28.9** Paratrichocladius rufiventris C 39.0* Stictochironomus maculipennis A 22.8*** Diamesa sp. B 22.8*** Paratanytarsus dissimilis C 28.1*** Brillia bifida A 22.0* Odontomesa fulva B 21.0* Chironomus bernensis C 35.1** Stictochironomus pictulus A 20.5** Nanocladius bicolor B 12.7* Dicrotendipes nervosus C 29.8** Orthocladius rivulorum A 18.3 Tvetenia clavescens C 29.4* Chonchapelopia melanops C 28.1* Harnichia sp. C 17.0** Chironomus obtusidens C 11.4* Epoicocladius A 46.7*** Parametriocnemus B 63.6*** Cricotopus C 61.0*** Stictochironomus A 43.0*** Orthocladius B 42.0* Chironomus C 53.7** Corynoneura A 38.2*** Paratrissocladius B 36.6*** Cryptochironomus C 46.3*** Thienemannimyia A 24.5** Paracladopelma B 34.9* Paratrichocladius C 39.0* Brillia B 25.9* Paratanytarsus C 30.0** Diamesa B 22.8*** Dicrotendipes C 29.8** Odontomesa B 21.0* Chonchapelopia C 28.1* Harnichia C 17.0** Taxa with IndVal values (InV) of more than 25 % are representative taxa for the group and underlined and bolded in the table. The rest of the listed taxa are significant for the group (see ‘‘Materials and methods’’ section) Asterisks stand for the significance level: * \0.05, ** \0.01, *** \0.001 Hydrobiologia 123 Author's personal copy This was confirmed during the surrogate selection process in the BestAgg approach where grouping some species at genus level has not significantly affected the community–environmental relationship. Heino (2008) showed that community–environmental relationships were immune to the taxonomic scale effect and that concordance was very high even at the family level. Whereas, in our results, at the subfamily level, the community–environmental relationship was absent without any significant model. Heino (2008) explained such strong species- and family-level con- cordance with regional differences in macroinverte- brate fauna, when he discussed that the boreal region is characterized by poor diversity, which probably disables the development of high autecological vari- ability within a group. In our study, concordance appeared only at the genus level, which could be a direct reflection of the highest diversity for Chiro- nomidae recorded in temperate regions (Ferrington, 2008), resulting in increased ecological variability but at the same time substantially diminishing values of /. On the other hand, it is necessary to point out that Heino (2008) included the whole macroinvertebrate group in his study, with a much higher diversity of higher taxonomic groups, which increases the / value. In that regard, including chironomids, one of the most diverse groups among the aquatic macroinvertebrates, in bioassessment programs where this group is either not used, or family or sub-family levels are applied (Milosˇevic´ et al., 2013), would significantly decrease the higher taxa/species ratio. Finally, IndVal analysis enabled us to determine which particular taxa generated ecological variability within a group and diminished the concordance of species-to-genus datasets. This analysis listed indicator species and genus for three groups of sites with different water quality (Tables 4, 5). At the course-taxonomic level, the majority of indicator genera presented in a species indicator list increased their indicator values. This could be explained by the fact that at genus level, as multidimensionality decreased, the frequency of taxa increased, where the absence of some species due to temporal variation is unlikely. At the same time, lower taxonomic resolution includes species with different ecological preferences, which enlarges the amount of variability. The genus Tvetenia can consist of three species with opposite ecological preferences (Milosˇevic´ et al., 2013). Consequently, some genera appeared as species indicators in one group with different indicator values, or simultaneously in more than one group (e.g. Chironomus, Cricotopus Orthocladius, Polypedilum, Rheocricotopus, Tvetenia). In coarse-level taxonomic resolution, these genera either disappeared from the list of indicators or were present in one of the groups, depending on which of the ecological profiles domi- nated among the genera. In this case, the genera Rheocricotopus, Polypedilum, and Tvetenia lost their indicator properties while the genera Chironomus and Cricotopus became the indicators for severely polluted sites and Orthocladius for less polluted water rich in salts. All these differences were caused by the taxo- nomic resolution, pointing out that the indicator strength can change depending only on the taxonomic details. According to the results presented, it is necessary to conduct further studies which will test the among-group variability of all potential indicator taxa at genus-level resolution and define reliable taxa which are not (significantly) affected by the taxonomic scale. Since IndVal analysis listed 8 out of 17 surrogates selected by BestAgg analysis as indicator species, it is one more confirmation that the BestAgg approach presents surrogates of clear ecological meaning. Thus, the BestAgg approach could be used as a powerful tool for indicator defining. However, some of the surro- gates in the study (Rheocricotopus, Tvetenia) have indicator characteristic only at species level (Table 5). This could be a consequence of the study design in which the environmental factors engaged in PERMA- NOVA reflect spatial and temporal gradients, but not water quality gradient. Therefore, surrogate selection was focused on taxa sensitive to space and time, mainly reflecting the natural variability of the chiron- omid community. According to the results, it is necessary to conduct further studies which will test the variability among the group of all potential indicator taxa, and, using BestAgg with an appropriate study design, to define reliable indicators regardless of taxonomy relatedness. For the chironomid community, the numerical rela- tionship among species and higher taxa and the pattern of how the species are distributed at genus level are the factors which influence the surrogate efficiency the most. According to the data from this study, all tested metrics, which are usually used in bioassessment programs (Jones, 2008), are affected by the taxonomic scale. Analyses showed that scaling from species- to genus level did not generate significant information loss. The BestAgg approach obtained an aggregated matrix Hydrobiologia 123 Author's personal copy with only 17 entities at different taxonomic levels presenting the chironomid community structure with acceptable information loss. Therefore, it seems that the defined sets of surrogates could be sufficiently precise for bioassessment programs, which could mitigate taxonomy difficulties, known to be one of the important problems in utilizing macroinvertebrates, such as Chi- ronomidae larvae, in bioassessment (Raunio et al., 2011). However, when considering these results, it should be taken into account that both aggregation approaches can be also affected by other factors. For example, study area size can also have a great influence on the taxonomic scale effect (Jones, 2008). The same factor can affect the surrogates obtained by the BestAgg approach, since it is tuned for the particular environ- mental context. Since in this study only one river basin was covered by sampling, expanding the study area would include higher taxa diversity and consequently, increase within-group variability of ecological prefer- ences. Therefore, before application of any monitoring program, it is necessary to conduct a priori analysis in order to estimate the taxonomic structure of the target community and its sufficient taxonomic level, as well as to determine an effective set of BestAgg surrogates. Finally, our results demonstrate that, when one group of macrozoobenthos is analyzed, taxonomic sufficiency, i.e., higher taxonomic levels than genus level, provides too much room for error in assessing community structure. At the same time, the BestAgg approach shows the ability to construct a set of surrogates with maximum aggregation level, while preserving a signif- icant amount of ecological information. Acknowledgments This study was supported by Grant #043002 (‘‘Biosensing technologies and global system for longterm research and integrated management of ecosystems’’) by the Serbian Ministry of Education and Science. We want to thank H. M. Pillot (Tilburg, The Netherlands) for the great support and useful advice about this study. Also, we want to thank Professor B. Rossaro, Dipartimento di Biologia, Sezione di Ecologia, Universita`degli Studi di Milano, Italy, for help with data analysis. We thank anonymous Reviewer #1 for valuable comments on the manuscript. References APHA, 1995. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 19th ed. American Public Health Asso- ciation Inc, Washington, DC. Armitage, P. D., D. Moss, J. Wright & M. Furse, 1983. The performance of a new biological water quality score system based on macroinvertebrates over a wide range of unpol- luted running-water sites. Water Research 17: 333–347. Armitage, P. D., P. Cranston & L. Pinder, 1995. The Chiro- nomidae: Biology and Ecology of Non-Biting Midges. Chapman & Hall, London. Bailey, R. C., R. H. Norris & T. B. Reynoldson, 2011. Taxo- nomic resolution of benthic macroinvertebrate communi- ties in bioassessments. Journal of the North American Benthological Society 20: 280–286. Barton, D. R., D. R. Oliver & M. E. Dillon, 1995. A comparison of pupal exuviae and larval Chironomidae for biomoni- toring of the impacts of agricultural practices on surface water quality. In Cranston, P. (ed.), Chironomids: From Genes to Ecosystems. CSIRO, Melbourne: 125–131. Bevilacqua, S., J. Claudet & A. Terlizzi, 2013. Best Practicable Aggregation of Species: a step forward for species surro- gacy in environmental assessment and monitoring. Ecol- ogy and Evolution 3: 3780–3793. Bevilacqua, S., A. Terlizzi, J. Claudet, S. Fraschetti & F. Boero, 2012. Taxonomic relatedness does not matter for species surrogacy in the assessment of community responses to environmental drivers. Journal of Applied Ecology 49: 357–366. Bowman, M. F. & R. C. Bailey, 1997. Does taxonomic resolution affect the multivariate description of the structure of fresh- water benthic macroinvertebrate communities? Canadian Journal of Fisheries & Aquatic Sciences 54: 1802–1807. Carter, J., V. Resh, M. Hannaford & M. Myers, 2006. Macro- invertebrates as biotic indicators of environmental quality. In Hauer, F. R. & G. A. Lamberti (eds), Methods in Stream Ecology. Academic Press, Amsterdam: 805–833. Chessman, B. C., 2003. New sensitivity grades for Australian river macroinvertebrates. Marine and Freshwater Research 54: 95–103. Clarke, K. & R. Warwick, 2001. Changes in Marine Commu- nities: an Approach to Statistical Analysis and Interpreta- tion, 2nd ed. PRIMER-E Ltd, Plymouth. Dash, M. C., 2001. Fundamentals of Ecology. Tata McGraw- Hill, New Delhi. De-la-Ossa-Carretero, J., N. Simboura, Y. Del-Pilar-Ruso, M. A. Pancucci-Papadopoulou, F. Gime´nez-Casalduero & J. L. Sa´nchez-Lizaso, 2012. A methodology for applying Taxonomic Sufficiency and benthic biotic indices in two Mediterranean areas. Ecological Indicators 23: 32–241. Dufreˆne, M. & P. Legendre, 1997. Species assemblages and indicator species: the need for a flexible asymmetrical approach. Ecological Monographs 67: 345–366. Ellis, D., 1985. Taxonomic sufficiency in pollution assessment. Marine Pollution Bulletin 16: 459. Ferrington, L. C., 2008. Global diversity of non-biting midges (Chironomidae; Insecta-Diptera) in freshwater. Hydrobio- logia 595: 447–455. Furse, M. T., D. Moss, J. F. Wright & P. D. Armitage, 1984. The influence of seasonal and taxonomic factors on the ordi- nation and classification of running-water sites in Great Britain and on the prediction of their macro-invertebrate communities. Freshwater Biology 14: 257–280. Gavrilovic, L. & D. Dukic, 2002. Reke Srbije. Zavod za ud- zbenike i nastavna sredstva, Beograd. Greffard, M. H., E´. Saulnier-Talbot & I. Gregory-Eaves, 2011. A comparative analysis of fine versus coarse taxonomic Hydrobiologia 123 Author's personal copy resolution in benthic chironomid community analyses. Ecological Indicators 11: 1541–1551. Hawkins, C., H. Norris, N. Hogue & W. Feminella, 2000. Development and evaluation of predictive models for measuring the biological integrity of streams. Ecological Applications 10: 1456–1477. Hawkins, C. & R. Norris, 2000. Effects of taxonomic resolution and use of subsets of the fauna on the performance of RIVPACS-type models. In Wright, J., D. Sutcliffe & M. Furse (eds), Assessing the Biological Quality of Fresh Waters: RIVPACS and Other Techniques. Freshwater Biological Association, Ambleside: 217–228. Heino, J., 2008. Influence of taxonomic resolution and data transformation on biotic matrix concordance and assem- blage–environment relationships in stream macroinverte- brates. Boreal Environment Research 13: 359–369. Heino, J. & J. Soininen, 2007. Are higher taxa adequate surro- gates for species-level assemblage patterns and species richness in stream organisms? Biological Conservation 137: 78–89. Helson, J. E., D. D. Williams & D. Turner, 2006. Larval chi- ronomid community organization in four tropical rivers: human impacts and longitudinal zonation. Hydrobiologia 559: 413–431. Hilsenhoff, W. L., 1977. Use of Arthropods to Evaluate Water Quality of Streams. Department of Natural Resources, Madison, WI. Jain, A. K. & R. C. Dubes, 1988. Algorithms for Clustering Data. Prentice-Hall Inc., Upper Saddle River, NJ. Jiang, X., J. Xiong, Z. Song, J. C. Morse, F. C. Jones & Z. Xie, 2013. Is coarse taxonomy sufficient for detecting macro- invertebrate patterns in floodplain lakes? Ecological Indi- cators 27: 48–55. Jones, F. C. J. F., 2008. Taxonomic sufficiency: the influence of taxonomic resolution on freshwater bioassessments using benthic macroinvertebrates. Environmental Reviews 16: 45–69. King, R. S. & C. J. Richardson, 2002. Evaluating subsampling approaches and macroinvertebrate taxonomic resolution for wetland bioassessment. Journal of the North American Benthological Society 21: 150–171. Kohonen, T., 1982. Self-organized formation of topologically correct feature maps. Biological Cybernetics 43: 59–69. Landis, W., 2003. Taxonomic identification: the question and the required resolution. SETAC Globe 4: 29–30. Lenat, D. R. & V. H. Resh, 2001. Taxonomy and stream ecol- ogy: the benefits of genus-and species-level identifications. Journal of the North American Benthological Society 20: 287–298. Marchant, R., 1990. Robustness of classification and ordination techniques applied to macroinvertebrate communities from the Lotrobe River, Victoria. Australian Journal of Marine and Freshwater Research 41: 493–504. Marshall, J. C., A. L. Steward & B. D. Harch, 2006. Taxonomic resolution and quantification of freshwater macroinverte- brate samples from an Australian dryland river: the benefits and costs of using species abundance data. Hydrobiologia 572: 171–194. McCune, B. & M. Mefford, 1999. PC-ORD: multivariate ana- lysis of ecological data; Version 4 for Windows [User’s Guide]. MjM Software Design, Gleneden Beach, OR. Metzeling, L., S. Perriss & D. Robinson, 2006. Can the detection of salinity and habitat simplification gradients using rapid bioassessment of benthic invertebrates be improved through finer taxonomic resolution or alternative indices? Hydrobiologia 572: 235–252. Milosˇevic´, D., V. Simic´, M. Stojkovic´, D. Cˇerba, D. Mancˇev, A. Petrovic´ & M. Paunovic´, 2013. Spatio-temporal pattern of the Chironomidae community: toward the use of non-bit- ing midges in bioassessment programs. Aquatic Ecology 47: 37–55. Milosˇevic´, D., V. Simic´, M. Stojkovic´ & I. Zˇivic´, 2012. Chi- ronomid faunal composition represented by taxonomic distinctness index reveals environmental change in a lotic system over three decades. Hydrobiologia 683: 62–82. Pillot, H. K. M. M., 1984a. De larven der Nederlandse Chir- onomiae (Diptera). 1A: Inleiding, Tanypodinae en Chiro- nomini. St. E.I.S. Nederland, Leiden. Pillot, H. K. M. M., 1984b. De larven der Nederlandse Chir- onomiae (Diptera). 1B: Orthocladiinae sensu lato. St. E.I.S. Nederland, Leiden. Pillot, H. K. M. M., 2009. Chironomidae Larvae. Biology and Ecology of the Chironomini. KNNV Publishing, Zeist. Park, Y. S., R. Ce´re´ghino, A. Compin & S. Lek, 2003. Appli- cations of artificial neural networks for patterning and predicting aquatic insect species richness in running waters. Ecological Modelling 160: 265–280. Paunovic´, M., B. Tubic´, M. Kracˇun, V. Markovic´, V. Simic´, K. Zoric´ & A. Atanackovic´, 2012. Ecoregions delineation for the territory of Serbia. Water Research and Management 2: 65–74. Paunovic´ M., V. Simic´, S. Simic´, D. Vukovic´, A. Petrovic´, B. Vasiljevic´, K. Zoric´, J. Tomovic´, A. Atanackovic´ & V. Markovic´, 2011. Biological Quality Elements in WFD implementation in Serbia—typology, reference conditions and ecological status class boundaries. Technical Report, Contracts No. 01-772. Institute for Biological Research ‘‘Sinisˇa Stankovic´’’, Beograd. Penczak, T., Ł. Głowacki, A. Kruk & W. Galicka, 2012. Imple- mentation of a self-organizing map for investigation of impoundment impact on fish assemblages in a large, lowland river: long-term study. Ecological Modelling 227: 64–71. Puntı´, T., M. Rieradevall & N. Prat, 2009. Environmental fac- tors, spatial variation, and specific requirements of Chiro- nomidae in Mediterranean reference streams. Journal of the North American Benthological Society 28: 247–265. R Development Core Team, 2010. R: a language and environ- ment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna. Raunio, J., J. Heino & L. Paasivirta, 2011. Non-biting midges in biodiversity conservation and environmental assessment: findings from boreal freshwater ecosystems. Ecological Indicators 11: 1054–1064. Raunio, J., R. Paavola & T. Muotka, 2007. Effects of emergence phenology, taxa tolerances and taxonomic resolution on the use of the Chironomid Pupal Exuvial Technique in river biomonitoring. Freshwater Biology 52: 165–176. Resh, V. H. & J. K. Jackson, 1993. Rapid assessment approaches to biomonitoring using benthic macroinvertebrates. In Rosen- berg, D. M. & V. Resh (eds), Freshwater Biomonitoring and Benthic Macroinvertebrates. Chapman and Hall, New York: 195–233. Hydrobiologia 123 Author's personal copy Rosenberg, D. M. & V. H. Resh, 1993. Freshwater Biomoni- toring and Benthic Macroinvertebrates. Chapman & Hall, New York. Ruse, L., 2002. Chironomid pupal exuviae as indicators of lake status. Archiv fuer Hydrobiologie 153: 367–390. Schmid, P., 1993. A Key to the Larval Chironomidae and Their Instars from Austrian Danube Region Streams and Rivers: Part 1. Diamesinae, Prodiamesinae and Orthocladiinae. Federal Institute for Water Quality of the Ministry of Agriculture and Forestry, Wien. Siqueira, T., L. M. Bini, F. O. Roque & K. Cottenie, 2012. A metacommunity framework for enhancing the effectiveness of biological monitoring strategies. PLoS One 7: e43626. Spies, M. & O. A. Sæther, 2004. Notes and recommendations on taxonomy and nomenclature of Chironomidae (Diptera). Zootaxa 752: 1–90. Stojkovic, M., V. Simic, D. Milosevic, D. Mancev & T. Penc- zak, 2013. Visualization of fish community distribution patterns using the self-organizing map: a case study of the Great Morava River system (Serbia). Ecological Modelling 248: 20–29. Vallenduuk, H. J. & H. K. M. M. Pillot, 2007. Chironomidae Larvae of the Netherlands and Adjacent Lowlands: Gen- eral Ecology and Tanypodinae. KNNV Publishing, Zeist. Van Sickle, J. & R. M. Hughes, 2000. Classification strengths of ecoregions, catchments, and geographic clusters for aqua- tic vertebrates in Oregon. Journal of the North American Benthological Society 19: 370–384. Verdonschot, P. F., 2006. Data composition and taxonomic resolution in macroinvertebrate stream typology. Hydro- biologia 566: 59–74. Vesanto, J., J. Himberg, E. Alhoniemi & J. Parhankangas, 2000. SOM toolbox for Matlab 5. Neural Networks Research Centre, Helsinki University of Technology, Espoo. Waite, I. R., A. T. Herlihy, D. P. Larsen, N. S. Urquhart & D. J. Klemm, 2004. The effects of macroinvertebrate taxo- nomic resolution in large landscape bioassessments: an example from the Mid-Atlantic Highlands, USA. Fresh- water Biology 49: 474–489. Wiederholm, T., 1983. Chironomidae of the Holarctic Region: Keys and Diagnoses. Publishing House of the Swedish Research Councils, Stockholm. Williams, P. H. & K. J. Gaston, 1994. Measuring more of bio- diversity: can higher-taxon richness predict wholesale species richness? Biological Conservation 67: 211–217. Wu, R., 1982. Effects of taxonomic uncertainty on species diversity indices. Marine Environmental Research 6: 215–225. Hydrobiologia 123 Author's personal copy CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO — THE POPULATION STATUS AND THE LEVEL OF ENDANGERMENT BY VLADICA SIMI ´C1,4), ANA PETROVI ´C1), MILKA RAJKOVI ´C2) and MOMIR PAUNOVI ´C3,5) 1) Faculty of Sciences, University of Kragujevac, R. Domanovic´a 12, 34000 Kragujevac, Serbia 2) Institute of Nature Protected, Podgorica, Montenegro 3) Institute of Biological Research “Siniša Stankovic´”, 11000 Belgrade, Serbia ABSTRACT In Serbia and Montenegro, four species of crayfish have been identified: three native, i.e., Astacus astacus (river crayfish), Astacus leptodactylus (Danube crayfish) and Austropotamobius torrentium (spring crayfish), as well as one non-indigenous species, Orconectes limosus (American crayfish). According to results presented, which comprise analyses of the data from a 60-year period, A. astacus is the most endangered species of crayfish in Serbia, as well as in Montenegro. The factors that influence the reduction of populations of this species are: pollution, habitat fragmentation, diseases, competition with A. leptodactylus, as well as isolation of the populations. According to IUCN criteria (Version 3.1), the degree of the endangerment of A. astacus in Serbia is evaluated as “Endangered” (“EN”), which is a higher degree than the international level determined for this species, i.e., “Vulnerable” (“VU”). Populations the river crayfish in the area of Montenegro are in better condition, especially in the area of the upper course of the Zeta River. However, the populations of river crayfish in Montenegro are endangered by overfishing. Among native crayfishes, the least negative changes were determined in populations of A. torrentium. In both countries, the status of this species, according to IUCN criteria, was designated as “Lower Risk/Near Threatened” (“LR/nt”), which is lower than the international level of this species: “Vulnerable”. During the past 30 years, A. leptodactylus has extented its area of distribution from the Danube River to other waters in Serbia (reservoirs and the Morava River). The last five years, the Danube crayfish has been endangered by the penetration of the invasive American crayfish. The abundance ratio of these two species in the Djerdap stretch of the Danube River was estimated as O. limosus : A. leptodactylus = 5 : 2. RÉSUMÉ En Serbie et au Montenegro, quatre espèces d’écrevisses ont été identifiées: trois espèces indigènes, Astacus astacus (écrevisse à pieds rouges), Astacus leptodactylus (écrevisse à pattes grêles), et Austropotamobius torrentium (écrevisse des torrents), ainsi qu’une espèce non-indigène, Orconectes limosus (écrevisse américaine). Selon les résultats présentés, qui comprennent les 4) e-mail: simic@kg.ac.yu 5) e-mail: mpaunovi@ibiss.bg.ac.yu © Koninklijke Brill NV, Leiden, 2008 Crustaceana 81 (10): 1153-1176 Also available online: www.brill.nl/cr DOI:10.1163/156854008X374496 1154 VLADICA SIMI ´C ET AL. analyses de données sur une période de 60 ans, A. astacus est l’espèce d’écrevisse la plus menacée en Serbie, ainsi qu’au Montenegro. Les facteurs qui influencent la réduction des populations de cette espèce sont: la pollution, la fragmentation de l’habitat, les maladies, la compétition avec A. leptodactylus, ainsi que l’isolement des populations. Selon les critères de l’IUCN (Version 3.1), le degré de menace d’extinction de A. astacus en Serbie est évalué à “En Danger” (“EN”), ce qui est un degré plus élevé que le niveau international déterminé pour cette espèce, c’est à dire “Vulnérable” (“VU”). Les populations de l’écrevisse à pattes rouges dans la région du Montenegro sont en meilleures conditions, en particulier dans la zone du cours supérieur de la rivière Zeta. Cependant, les populations d’écrevisse à pattes rouges du Montenegro sont menacées par la surpêche. Parmi les écrevisses indigènes, les changements les moins négatifs ont été déterminés chez les populations d’A. torrentium. Dans les deux pays, le statut de cette espèce, selon les critères de l’IUCN, a été désigné comme “Préoccupation Mineure/Quasi Menacé” (“LR/nt”), ce qui est moins élevé que le niveau international de cette espèce: “Vulnérable”. Au cours des 30 dernières années, A. leptodactylus a étendu son aire de répartition du Danube aux autres eaux de Serbie (réservoirs et Morava). Au cours des cinq dernières années l’écrevisse à pattes grêles a été mise en danger par la pénétration de l’écrevisse américaine, espèce invasive. Le taux d’abondance de ces deux espèces dans la région de Djerdap sur le cours du Danube a été estimé à: O. limosus : A. leptodactylus = 5 : 2. INTRODUCTION Investigations on the crayfish of Serbia, as well as on those of Montenegro, have not been done systematically since the 1960s. According to the work of S. Karaman (1929) and M. S. Karaman (1961, 1962, 1963), the Decapoda fauna of the inland waters of Serbia and Montenegro was evaluated as less endangered than in the countries of central and western Europe. However, the hydro-morphological degradation of habitats, pollution, illegal catching, the crayfish plague, as well as the introduction of non-native, invasive species, have strongly influenced the regional crayfish fauna since that time. The aim of this paper is to analyse the current distribution and abundance of crayfishes in Serbia and Montenegro, and to evaluate the level of endangerment for each native species, as well as to estimate the influence of the non-indigenous American crayfish to the native crayfish community. The results presented here represent the basis for further monitoring of the distribution and population status of the native crayfish, in order to define adequate preservation measures. MATERIAL AND METHODS This study includes information on crayfishes in Serbia and Montenegro from the data base: “BAES ex situ” (Simic´ et al., 2006), as well as recent investigations (2003-2006). Data from 62 sites in this region are available (table I). During the 2003-2006 survey, crayfish were caught by traps with meat baits (stale pig liver and fish meat). Five LiNi traps (Westman et al., 1978) were used at CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1155 TABLE I Presence of crayfish in the aquatic ecosystems of Serbia and Montenegro: Astacus astacus (Linnaeus, 1758), Astacus leptodactylus Eschscholtz, 1823, Austropotamobius torrentium (Schrank, 1803), and Orconectes limosus (Rafinesque, 1817) Localities GIS data Species Code Stream Maglic´ (Kraljevo) N 43◦36.799′ A. torrentium PMAG (basin of Zapadna Morava) E 20◦33.636′ River Drenska N 43◦08.831′ A. torrentium RD (basin of Zapadna Morava) E 20◦46.433′ River Jelenska N 43◦12.430′ A. torrentium RJ (basin of Zapadna Morava) E 20◦51.379′ River Stanjanska-bigar N 43◦21.190′ A. torrentium RSTA (basin of Timok) E 22◦26.754′ River Lipovacˇka N 43◦38.134′ A. torrentium RLIP (basin of Juzna Morava) E 21◦34.367′ River Vlasina N 42◦54.480′ A. torrentium RVLAS (basin of Juzna Morava) E 22◦21.074′ Spring Dubašnice N 44◦15.567′ A. torrentium IZDUB (basin of Zapadna Morava) E 21◦52.163′ Spring Pocibrave ? A. torrentium IZPOC (basin of Zapadna Morava) River st. Jasenica N 44◦17.024′ A. torrentium RJAS (basin of Velika Morava) E 20◦56.080′ River Sitnica N 42◦47.988′ A. torrentium RSIT (basin of Zapadna Morava) E 20◦58.751′ River Lab N 42◦49.259′ A. torrentium RLAB (basin of Zapadna Morava) E 21◦10.850′ River Crnovrška–Golema N 43◦24.534′ A. torrentium RCRN (basin of Timok) E 22◦36.226′ River Istocˇka N 42◦41.442′ A. torrentium RIST (basin of Juzna Morava) E 20◦30.442′ River Grošnica N 43◦54.850′ A. torrentium RGROS (basin of Velika Morava) E 20◦54.466′ River Lisinska–Bozica N 42◦37.045′ A. torrentium RLIS (basin of Juzna Morava) E 22◦24.450′ River Resava N 44◦06.053′ A. torrentium RRES (basin of Velika Morava) E 22◦24.450′ River Krajkovacˇka (Jastrebac) N 43◦21.952′ A. torrentium KRAJR (basin of Zapadna Morava) E 21◦37.564′ River Svrljiški Timok N 43◦20.956′ A. torrentium RST (basin of Timok) E 22◦21.941′ River Trgoviški Timok N 43◦30.076′ A. torrentium RTT (basin of Timok) E 22◦19.460′ River Vapa N 43◦19.060′ A. torrentium RVAP (basin of Drina) E 20◦00.680′ Vrelo reke Gradac N 44◦07.766′ A. torrentium GRADAC (basin of Zapadna Morava) E 19◦58.552′ 1156 VLADICA SIMI ´C ET AL. TABLE I (continued) Localities GIS data Species Code River Baturski Rzav N 43◦54.817′ A. torrentium RBATRZ (basin of Drina) E 19◦26.065′ River Racˇa N 43◦54.407′ A. torrentium RRACA (basin of Drina) E 19◦31.147′ River Crni Rzav N 43◦43.142′ A. torrentium RCRRZ (basin of Drina) E 19◦40.309′ River Moravica SB N 43◦38.173′ A. torrentium RMSB (basin of Juzna Morava) E 21◦58.440′ River Drina from Trešnjice N 44◦07.185′ A. torrentium RDRUT (basin of Drina) E 19◦29.687′ River Trešnjica N 44◦06.967′ A. torrentium RTRES (basin of Drina) E 19◦29.793′ River Studenica, middle part N 43◦29.191′ A. torrentium RSTUD (basin of Zapadna Morava) E 20◦27.267′ River Studenica, upper part N 43◦30.973′ A. torrentium RSTUDGT (basin of Zapadna Morava) E 20◦27.267′ River Djetinja from Uzice N 43◦51.840′ A. torrenitum RDJUZ (basin of Zapadna Morava) E 19◦38.788′ River Radovanska N 43◦56.029′ A. torrentium RRAD (basin of Timok) E 22◦02.282′ River Pcˇinja N 42◦22.810′ A. torrentium RPCINJ (basin of Vardar) E 21◦58.947′ River Masuricˇka N 42◦36.907′ A. torrentium RMAS (basin of Juzna Morava) E 22◦13.422′ River Lim, upper part N 43◦11.371′ A. torrentium RLIMGT (basin of Drina) E 19◦46.122′ River Moracˇa N 42◦30.122′ A. torrentium RMORCGT (Adriatic Sea) E 19◦20.156′ River Moravica IV N 43◦31.439′ A. torrentium RMIVA (basin of Zapadna Morava) E 22◦17.604′ A. astacus? River Zasavica N 44◦57.664′ A. leptodactylus RZAS (basin of Sava) E 19◦32.854′ River Velika Morava ( ˇCepurski vir) N 44◦03.141′ A. leptodactylus RVM1 (basin of Velika Morava) E 21◦15.877′ River Velika Morava (Osanice) N 44◦04.916′ A. leptodactylus RVM2 (basin of Velika Morava) E 21◦11.667′ River Zapadna Morava (Mrzenica) N 43◦39.511′ A.leptodactylus RZM1 (basin of Zapadna Morava) E 21◦23.147′ Reservoir “Bagrdanska bog” N 44◦05.480′ A. leptodactylus ABB (basin of Velika Morava) E 21◦10.842′ Reservoir “Grlište” N 43◦49.038′ A. leptodactylus AGRL (basin of Timok) E 22◦13.095′ River Dunav–Bacˇka Palanka N 45◦14.046′ A. leptodactylus RDBP (basin of Dunav) E 19◦19.842′ CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1157 TABLE I (continued) Localities GIS data Species Code River Zasavica-batar N 44◦57.694′ A. leptodactylus RBAT (basin of Sava) E 19◦33.085′ Reservoir “Gruža” N 43◦56.364′ A. leptodactylus AGRUZ (basin of Zapadna Morava) E 20◦41.364′ River Sava N 44◦58.791′ A. leptodactylus RSAVA (basin of Sava) E 19◦31.724′ Reservoir “Bovansko lake” N 43◦38.755′ A. leptodactylus ABJ (basin of Juzna Morava) E 21◦42.714′ Reservoir “ ´Celije” N 43◦24.430′ A. leptodactylus ACELIJE (basin of Zapadna Morava) E 21◦10.260′ River Tisa N 45◦29.462′ A. leptodactylus RTISA (basin of Dunav) E 20◦09.149′ River Dunav–Ðerdap N 44◦41.140′ A. leptodactylus RDUN (basin of Dunav) E 22◦30.359′ O. limosus River Dunav–Veliko Gradište N 44◦46.122′ A. leptodactylus RDVGR (basin of Dunav) E 21◦30.716′ O. limosus River Dunav–D. Milanovac N 44◦28.555′ A. leptodactylus RBDM (basin of Dunav) E 22◦07.271′ O. limosus River Dunav–Smederevo N 44◦39.837′ A. leptodactylus RDUNS (basin of Dunav) E 20◦53.192′ O. limosus River Zapadna Morava (Stalac´) N 43◦39.805′ A. astacus RZM2 (basin of Zapadna Morava) E 21◦25.127′ River Pusta N 43◦00.465′ A. astacus PUSTR (basin of Juzna Morava) E 21◦45.642′ River Lepenica N 44◦00.046′ A. astacus RLEP (basin of Velika Morava) E 20◦54.241′ River Petrovacˇka N 44◦05.042′ A. astacus RPETR (basin of Velika Morava) E 20◦49.055′ River Toplica N 42◦12.325′ A. astacus RTOPL (basin of Juzna Morava) E 21◦50.103′ Reservoir “Gazivode” N 42◦57.820′ A. astacus JEZGAZ (basin of Zapadna Morava) E 20◦34.400′ River Zeta N 42◦44.684′ A. astacus RZETA (Adriatic Sea) E 19◦32.854′ Reservoir “Busur” N 44◦13.792′ A. astacus SSB (basin of Velika Morava) E 21◦24.905′ River Južna Morava Vranje–Bujanovac N 42◦27.423′ A. astacus JMVB (basin of Juzna Morava) E 21◦48.220′ each site for 24 hours, along a transect of within the 200 m. This procedure was repeated two times during July and August each year. Total length, weight, and sex were determined for each individual. In addition, the health of the specimen was estimated by visual examination. 1158 VLADICA SIMI ´C ET AL. Growth and age of the crayfish were not systematically followed for the area of Serbia and Montenegro, so reliable correlations between the age and the length/weight of the body are not available. The crayfish were, therefore, separated into seven length groups: 0-40, 41-60, 61-80, 81-100, 101-120, 121-140, and 141-160 mm, taking into account the rule regularly used in applied ichthyological investigations: each class should comprise more than 20% of the individuals from each habitat type. According to the seven length groups established and by using the scale given by Jarvekulg (1958), it was assumed that the average length of a crayfish in its first year of life ranges from 0 to 40 mm, in the second year from 45 to 65 mm, in the third year from 70 to 95 mm, and in the fourth year up from 100 mm. Abundance was expressed as the number of individuals per hectare (ind/ha) for the large lowland rivers (the Danube, the Sava, the Tisa, the Morava, and the Drina) and for stagnant waters, while for medium-size rivers the abundance was expressed as number of individuals per stretched kilometer (ind/km). The following data are available for each sampling site: mean width and depth of the watercourse, bottom type, average surface speed of the water, transparency, water temperature, electric conductivity, pH, dissolved oxygen concentration and saturation, concentration of phosphates, nitrates, and five-day Biological Oxygen Demand (BOD5). The bottom type was evaluated according to the AQEM protocol (AQEM, 2002). The habitat classification according to abiotic parameters was done based on cluster analysis (UPGMA Unweighted Pair-Group Average, Legendre & Legen- dre, 1983) by using Statistica for Windows 6.0. Assessment of the degree of en- dangerment of the crayfish in the area of Serbia and Montenegro was made based on the criteria of the IUCN, Version 3.1 (IUCN, 2001), and the priority estimate for preservation at the national level according to the model ESHIPPO-PP (Simic´ et al., 2007). In addition, the status of the habitat was evaluated using the Balkan Biotic Index (Simic´ & Simic´, 1999). The structures of the fish communities and of other possible predators were analysed as well. RESULTS Based on the data review (“BAES ex situ” database, Simic´ et al., 2006) and recent investigations (2003-2006), three native crayfish species were identified in the inland waters of Serbia and Montenegro: the spring crayfish, Austropotamobius torrentium (Schrank, 1803), the river crayfish, Astacus astacus (Linnaeus, 1758), and the Danube crayfish, Astacus leptodactylus Eschscholtz, 1823. In addition, CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1159 Fig. 1. Distribution of crayfish species in the area of Serbia and Montenegro (period 2003-2006): Astacus astacus (Linnaeus, 1758), Astacus leptodactylus Eschscholtz, 1823, Austropotamobius torrentium (Schrank, 1803), and Orconectes limosus (Rafinesque, 1817). one non-native, invasive species was observed: the American crayfish, Orconectes limosus (Rafinesque, 1817), which was first found in the part of the Danube through Serbia in the year 2004 (Pavlovic´ et al., 2006). The distribution of the various species is presented in fig. 1. Austropotamobius torrentium was found to be the most frequent (F = 53.73%). The frequency of 1160 VLADICA SIMI ´C ET AL. Fig. 2. Dendrogram 1. Classification of the habitats of Austropotamobius torrentium (Schrank, 1803). occurrence of Astacus leptodactylus was F = 25.37%, that of Astacus astacus F = 14.92%, and that of Orconectes limosus F = 5.98% (table I). The classification of the habitats of Austropotamobius torrentium according to abiotic characteristics is shown in fig. 2. The habitats could be divided into two large groups. Group 1 includes high altitude habitats (up to 1400 m) with a strong water current (characterized as “upper rhitron”, table I, code RCRN). In these habitats, the populations of A. torrentium are characterized by the smallest total length in relation to that reached in other habitats (mean total length 69.5 mm), and by dominance of individuals younger than 3 years (61%). The sex ratio was found to be 57%  and 43% . Group 2 includes three subgroups, “2a”, “2b”, and “2c”. Subgroup 2a comprises habitats in the altitude range of 900-1200 m, with current velocities up to 0.7 m s−1. Those watercourses are located on mountainous plateaus. Subgroup 2b includes habitats with an altitude range of 600-800 m. The common characteristic of the habitats in subgroups 2a and 2b, is the good quality of the water (oligo-xenosaprobic). A characteristic of some rivers from these groups (table I, code RSTA) is the formation of sedre and sedric barriers (CaCo3 barriers). The bottom is often covered with moss of the genus Fontinalis. The populations of A. torrentium in biotopes 2a and 2b are less dense relative to those in other habitats (on average 450 ind/km river, fig. 3). The populations inhabiting biotopes 2b are characterized by the highest mean total length (93.5 mm) and a more equal participation of individuals younger than 3 years (54%) and older than 3 years (46%) in relation to what is found in other habitats. The group of CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1161 Fig. 3. Mean population abundance of Austropotamobius torrentium (Schrank, 1803) in various rivers and reservoirs (ind/200 m river bank). A. torrentium habitats in subgroup 2c consists of rivers at lower altitude than the previous (550 m), with an average water velocity of 0.8 m s−1, higher amounts of detritus, and higher tropic levels (table I, codes RGROS, RTT; table II). In these watercourses, the densest populations of A. torrentium were found (on average 100 ind/km river; Simic´, 1996, fig. 3). The age structure of the populations in this group is characterized by a slight dominance of reproductive individuals: 34% of the individuals are younger than 3 years, 41% are individuals estimated to be 3-4 years old, and 25% are older individuals. The average length of the adult individuals in the population was 88.2 mm. Our research indicates that Astacus leptodactylus behaves in an expansive way and substitutes Astacus astacus in some habitats. On the other hand, the allochthonous species Orconectes limosus (first recorded in the Serbian stretch of the Danube in 2004, Pavlovic´ et al., 2006), quickly represses the Danube populations of Astacus leptodactylus. A classification of the habitats of A. leptodactylus according to abiotic character- istics is shown in fig. 4. According to the resulting clusters, the habitats of Danube crayfish could be classified into two groups, with two subgroups, respectively. The first group compises native habitats, such as the Danube above the influence of the Djerdap reservoir and the Tisa River (“1a”), and the lower and middle sectors of the Velika Morava, the Zapadna Morava, and the Juzna Morava rivers (“1b”). Habi- tats of subgroup 1b have been colonized by Danube crayfish after 1960. The other group of habitats includes the reservoirs (artificial waters, “new habitats”: Bovan, ´Celije, Gruža, Barje), where this species was introduced mainly as a consequence of fish stocking (2a habitats). The Djerdap reservoir belongs to group 2 also, but as a separate habitat (2b) (table I, code RDUN). Due to the reduction of flow in this 1162 VLADICA SIMI ´C ET AL. TABLE II Mean values of abiotic parameters of habitats of Austropotamobius torrentium (Schrank, 1803): results of dendrogram 1 Parameters Groups of biotopes 1 2a 2b 2c Altitude (m) 1230 1050 750 555 Width (m) 5.5 3.62 5 7.2 Depth (m) 0.8 0.53 0.47 0.56 Rock blocks and stones (%) 30 26.6 23.7 29 First size rock (%) 40 31.6 45 38 Gravel (%) 10 22.5 12.5 6.4 Sand (%) 10 7.5 7.5 9.4 Mud (%) 5 4.3 2.87 7.4 Detritus (%) 5 4.83 4.63 7.8 Macrophytes (%) 80 4.83 6.25 6 Velocity (m s−1) 1.6 0.76 0.75 0.68 Temperature of water (◦C) 10.2 13.1 12.6 14.9 Dissolved oxygen (mg l−1) 9.76 9.44 9.94 8.34 Dissolved oxygen saturation (%) 99.5 95.5 102 103.7 BOD5 (mg l−1) 0.59 1.52 1.1 2.78 pH 7.3 7.32 7.53 8.16 Conductivity (μSm cm−1) 90 368.3 122.5 426 Phosphate (P) (mg l−1) 0.17 0.38 0.29 0.85 Nitrate (N) (mg l−1) 2.85 2.35 2.96 3.74 Ammonium (N) (mg l−1) 0.01 0.078 0.09 0.41 BNBI (saprobity) I-Ia (o-x) Ia (o) Ia (o) Ia: I-II; II (o, o-β : β) Fish predator interactions Salmo trutta Salmo trutta Salmo trutta Squalius cephalus, Barbus balcanicus Ind/km river stretch 84 234 246 70-280 sector of the Danube River, the habitat features are similar to those observed in the reservoirs in the inner parts of Serbia (table III). The highest population density (on average 1210 ind/ha) was recorded in the Danube (2b habitats), especially in the area upstream of the influence of the Djerdap reservoirs (fig. 5, table I, code RDBP, Backa Palanka). Abundant populations, with an average of 234 ind/ha were found in 2a habitats (reservoirs in the inner part of Serbia), as well. According to the ecological conditions in those habitats, it can be stated that the increase of trophic levels and water quality within the range of beta-mesosaprobic waters are favourable for A. leptodactylus (table III). Taking into account all habitats of the Danube crayfish, individuals estimated to be older than 3 years dominate (68% of the total population). The sex ratio was found to be 63%  : 37% . According to the data available, the CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1163 Fig. 4. Dendrogram 2. Classification of the biotopes of Astacus leptodactylus Eschscholtz, 1823. average length of individuals of A. leptodactylus older than 3 years ranged from 138 mm (the Danube, table I, code RBDP), to 112 mm (the Gruža reservoir, table I, code AGRUZ). Based on their abiotic parameters, the current habitats of Astacus astacus are grouped into three assemblages (fig. 6). The first and second group consist of reservoirs with an elevation up to 500 m, with high water quality (oligo- betamesosaprobic), and, in general, colder water in comparison with other habitats (table I, codes SSB, JEZGAZ). The third group consists of three subgroups with minor differences. This comprises middle-sized rivers, with an elevation range of 95-380 m. These watercourses are characterized by good water quality (beta- mesosaprobic), dominance of hard-bottom substrate, and, sometimes, the presence of detritus and aquatic macro-vegetation. In addition, habitats from this group are characterized by moderately increased alkalinity and a high content of CaCO3(hard water on limestone). A. astacus is the most endangered among the crayfishes in the area investigated, which is a consequence of habitat degradation, pollution, diseases, and the penetration of the invasive American species in habitats in large lowland rivers (the Morava and the Sava). In the area of Serbia, low-density populations of A. astacus were recorded. It is estimated that, in the period 1960-2006, the area inhabited by A. astacus on the 1164 VLADICA SIMI ´C ET AL. TABLE III Mean values of abiotic parameters of habitats of Astacus leptodactylus Eschscholtz, 1823: classifi- cation of dendrogram 2 Parameters Groups of biotopes 1a 1b 2a 2b Altitude (m) 163.3 80 171.6 102.2 Width (m) 56.6 71.5 656.6 360 Depth (m) 141 2.8 8.13 9.33 Rock blocks and stones (%) 4 3 6 3 First size rock (%) 46.6 15 6.66 10 Gravel (%) 20 20 5 10 Sand (%) 10 7.5 5 10 Mud (%) 8.33 40 60 60 Detritus (%) 6.66 15 16.6 7 Macrophytes (%) 16.6 21 25 26.6 Velocity (m s−1) 0.96 0.35 0 0.33 Temperature of water (◦C) 18.6 24.65 26 20.5 Dissolved oxygen (mg l−1) 8.78 10.5 6.5 7.04 Dissolved oxygen saturation (%) 93.06 133.4 85.3 79.3 BOD5 (mg l−1) 3 4.6 2.41 2.9 pH 7.86 7.8 7.88 7.82 Conductivity (μSm cm−1) 353.3 702.5 217.6 390 Phosphate (P) (mg l−1) 0.25 0.35 0.84 0.1 Nitrate (N) (mg l−1) 3.5 3.26 2.5 2.08 Ammonium (N) (mg l−1) 0.193 0.305 1.32 0.48 BNBI (saprobity) II (β) II (β) II (β) II (β) Fish predator interactions Cyprinidae Cyprinidae Cyprinidae Cyprinidae Ind/km of river stretch 430 300-640 600-730 450-560 Fig. 5. Mean population abundance of Astacus leptodactylus Eschscholtz, 1823, in aquatic biotopes (ind/200 m river bank or ind/200 m lake shore). CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1165 Fig. 6. Dendrogram 3. Classification of the biotopes of Astacus astacus (Linnaeus, 1758). territory of Serbia was reduced by more than 65%, and that the area occupied at the moment is about 3670 km2. The healthiest population in the area of Serbia was recorded in the Busur accu- mulation (table I, code SSB), formed at the Busur River. The average population density was found to be 289 ind/ha. The population is spatially isolated. The sex ratio was found to be imbalanced (66.7%  : 33.3% ). Individuals older than 3 years dominated, comprising 61% of the community. The ratio of the sexes ap- pears to shift towards males in the older classes. Numerous and healthy populations of A. astacus were recorded in the area of Montenegro, in the basin of the Zeta River (fig. 7). The evaluated population density of A. astacus in the Zeta River was 1730 ind/ha. The habitats are characterized by clear water (oligo- to oligo-beta-metasaprobic), a limestone geological substrate, and a moderate coverage of aquatic vegetation (about 20%) (table IV). Individuals younger than 3 years were found to be the most abundant in the community (68%). Within the class that comprises individuals smaller than 80 mm, females dominated. Inside the age class ranging from 81 to 100 mm, the observed sex ratio was approximately 1 : 1, with a female maturity of 19.2%. The largest percent of mature females (75%) was recorded in the next age class (101 to 120 mm). In the age classes older than the previous one, the number of females decreases and the males dominate. 1166 VLADICA SIMI ´C ET AL. Fig. 7. Mean population abundance of Astacus astacus (Linnaeus, 1758) in aquatic biotopes (ind/200 m river bank or ind/200 m lake shore). TABLE IV Mean values of abiotic parameters of habitats of Astacus astacus (Linnaeus, 1758) Parameters Groups of biotopes 1 2 3a 3b 3c Altitude (m) 200 370 366.6 95 375 Width (m) 150 380 6.86 4 11.4 Depth (m) 7 15 0.6 0.45 0.87 Rock blocks and stones (%) 0 15 26.6 0 21.3 First size rock (%) 5 15 40 3.5 37.5 Gravel (%) 20 15 15 25 17.5 Sand (%) 20 10 8.33 25 7.5 Mud (%) 30 35 5.41 25 5 Detritus (%) 25 10 4.58 20 5 Macrophytes (%) 25 10 19.2 42.5 22.5 Velocity (m s−1) 0 0 0.85 0.6 0.72 Temperature of water (◦C) 13 16.1 15.9 17.5 15.4 Dissolved oxygen (mg l−1) 7.41 8.4 9.41 8.15 10.4 Dissolved oxygen saturation (%) 90.5 93 92.7 87.5 107.9 BOD5 (mg l−1) 4.52 2.6 1.98 2.95 1.5 pH 7 8.3 8.08 7.75 8.1 Conductivity (μSm cm−1) 840 230 293.3 185 345 Phosphate (P) (mg l−1) 0.01 0.02 0.64 0.49 0.23 Nitrate (N) (mg l−1) 16.9 0.9 1.82 3.07 2.72 Ammonium (N) (mg l−1) 1.43 0.001 0.31 0.8 0.24 BNBI (saprobity) I-II (o-β) I-II (o-β) I-II (o-β) II-I (β-o) II-I (β-o) Fish predator interactions Cyprinidae Cyprinidae Cyprinidae Cyprinidae Cyprinidae Ind/km of river stretch 78 380 0-280 40-120 86-230 CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1167 According to the results presented, the Zeta River seems to be an optimal habitat for A. astacus. On the other hand, according to the morphometrics of the streams, and physical, chemical, and biotic parameters, a large number of river habitats in Serbia have similar characteristics as the Zeta River (the rivers Pek, Mlava, Timok, and Moravica), but populations of river crayfish in those habitats are rare or have completely disappeared. The level of endangerment of the crayfish fauna in Serbia and Montenegro (na- tional level) is different from the degree of endangerment evaluated at the inter- national level. According to the IUCN classification, A. astacus and A. torrentium are marked as vulnerable (“VU”) (IUCN, 2006) and are listed as to be protected (Appendix III of the Bern Convention, Taylor, 2002). Our research on the crayfish populations in the area of Serbia and Montenegro implies certain difficulties in the evaluation of the degree of endangerment, above all because of a lack of reliable data from the previous period. According to the results obtained, criterion “B” for the evaluation of endangerment level (IUCN, 2001) was found to be the most ap- propriate. According to criterion “B”, it is estimated that, in the period 1960 to 2006, the area inhabited by Astacus astacus on the territory of Serbia got reduced by more than 65%, and the area occupied at the moment is less than 5000 km2, according to our preliminary estimate approx. 3670 km2. Apart from this, the area is still being reduced, above all because of changes in the habitats, water pollution, and the competitive pressure of A. leptodactylus. Very important, also, is the frag- mentation of the habitats and their significant isolation, both in the area of Serbia, and relative to habitats in neighbouring areas. So far, it is hard to determine data about the number of mature individuals precisely, but based on our research it is estimated that their number in the area of Serbia does not exceed 1200. Based on all this, the status of endangerment of A. astacus in the area of Serbia is evaluated as Endangered (EN). The populations of Astacus astacus in the area of Montenegro seem to be in better condition, so their status is estimated as Vulnerable (VU) according to the international classification (IUCN, 2006). On the other hand, the condition of the populations of Austropotamobius torrentium in the area of Serbia and Montenegro is still good (the area occupied is larger than 20,000 km2, with a relatively stable number of populations, as well as adequate sex and age structures), so a lower category is suggested relative to the international status (Vulnerable, VU) (IUCN, 2006), which is the category Lower Risk/Near Threatened (LR/nt). According to the model “ESHIPPO–PP” the species A. astacus has priority for protection in the area of Serbia (Simic´ et al., 2007). The results of an investigation on the possible influence of Orconectes limosus (OL) on the reduction of the Danube crayfish, Astacus leptodactylus (AL) in the part of the Danube through Serbia, are shown in table V. The present results show 1168 VLADICA SIMI ´C ET AL. TABLE V Data of crayfish catch in the fishing nets of commercial fishermen on the Danube River Localities Year of catch Average number of individuals caught Orconectes limosus Astacus leptodactylus (Rafinesque, 1817) Eschscholtz, 1823 River Dunav–Smederevo 2005 53 9 River Dunav–Donji Milanovac 2005 42 14 (Djerdap I) River Dunav–Veliko Gradiste 2006 125 11 the relation of caught individuals of these two species (OL : AL) in fishing nets of commercial fishermen in this part of the world, in the period from April 2005 to November 2006. DISCUSSION The results of our studies show that the Decapoda fauna of Serbia and Montene- gro, in the period from 1960 until now, has changed. The number of species has increased since, apart from the presence of the autochthonous species, Austropota- mobius torrentium, Astacus astacus, and Astacus leptodactylus, the allochthonous species, Orconectes limosus is now also present (Pavlovic´ et al., 2006). The presence of the American species, O. limosus in European inland waters was reported by the end of the 19th century (cf. Souty-Grosset et al., 2006). During the 20th century, a reduction of the populations of autochthonous crayfishes was recorded in Europe, caused mostly by the crayfish plague (Ackefors, 1998; Holdich, 2002) which is a consequence of the presence of O. limosus, as well as of other non-native species: Pacifastacus leniusculus (Dana, 1852), Procambarus clarkii (Giard, 1852) (both originally from America) and the species of the genus Cherax from Australia. O. limosus was previously recorded in Austria (Füreder & Machino, 1999; Pöckl, 1999; Füreder et al., 2002; Holdich, 2002), and Hungary (Holdich, 2002). In Croatia, the species was recorded at one site, in the protected zone “Kopacˇki rit” (Maguire & Gottstein-Matocˇec, 2004). According to Zaikov & Hubenova (2007), O. limosus has not been recorded in Bulgaria, yet. In respect to previous investigations (Jankovic´ et al., 1987, 1991, 1996), which did not report O. limosus, it is considered that the species was introduced in the Serbian part of the Danube River during the preceding 5-8 years. The presence of different age classes indicates that O. limosus has well adapted to the new habitats, and that it reproduces there as well. There are numerous data about the negative consequences of the spreading of the American crayfishes of the family Cambaridae (Orconectes spp., Pacifastacus CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1169 leniusculus) on the autochthonous species of crayfish in the inland waters of Europe (Capelli & Munjal, 1982; Gherardi, 1999; Lodge, 2000; Holdich, 2003): aggressive behaviour, competition for living area and food, as well as the crayfish plague. Except for investigations in natural habitats, some experimental research has been done, in which the negative consequences of the introduced species on the autochthonous crayfish were shown (Capelli & Munjal, 1982; Butler & Stein, 1985), and the aggression of the American spcies is especially evident from the work of Vorburger & Ribi (1999). Under experimental conditions, the influence of P. leniusculus on A. torrentium was studied, especially aggression, competition for shelter, and as a vector of the crayfish plague. In the experiment, the statistical significance of all three influences researched has been proven. Similar results of the influence of P. leniusculus on A. leptodactylus under both natural and experimental conditions are given in Harliog˘lu (1999). Having in mind that O. limosus was observed in the Serbian part of the Danube only recently, accurate analyses of the influence of this population on the populations of A. leptodactylus are not available as yet. What was found during our studies based on inspection of the catches of commercial fishermen on the Danube, was that in the period from 1996 until now, fishermen’s nets caught more and more O. limosus (OL), and A. leptodactyus (AL) became increasingly rare especially in the area of the Djerdap reservoirs. The median value of this ratio during 2005, according to the available data, ranges from 6 : 1 — OL : AL in the Danube near Smederevo, to 3 : 1 — OL : AL in the Djerdap reservoir near D. Milanovac. The latest research done during November 2006 on the Danube near Veliko Gradiste (1187-1125 km) are alarming, since the ratio of OL : AL was 12 : 1. On the basis of these results, what preliminarily could be noted is, that A. leptodactylus and O. limosus inhabit different micro-habitats in the bed of the Danube: O. limosus was more frequently found in shallow, silent, muddy places with a lot of macro- vegetation, and even in the polluted parts of harbours and piers. Apart from this, this species becomes more numerous in the reservoir part of the Danube, beyond the influence of the Djerdap reservoirs (Djerdap I and II). The results stated, as well as the fact that the expansive species, O. limosus is a carrier and vector of the crayfish plague, imply the realistic danger that the populations of the Danube crayfish in the part of the flow of the Danube through Serbia, in particular in the Djerdap reservoirs, may be very much endangered in the near future, so serious further research and monitoring of the population of this invasive species are necessary (Taugbøl & Skurdal, 1999). Apart from this, spreading of this species can be expected also along the tributaries of the Danube, such as the Tisa, the Sava, and the Morava. The autochthonous crayfish recorded from the area of Serbia and Montenegro are widely spread European species. A. torrentium is characteristic for mountain 1170 VLADICA SIMI ´C ET AL. watercourses and can be found up to 1500 m above the sea level. A. astacus can be met with in hills and mountainous rivers, up to 800 m above the sea (S. Karaman, 1929; M. S. Karaman, 1961, 1963). According to S. Karaman (1929), A. astacus was found in the Danube and Sava rivers. According to our results, as well as the results of Maguire & Gottstein-Matocˇec (2004) in Croatia, only A. leptodactylus is present in the large lowland rivers mentioned. According to Maguire & Gottstein-Matocˇec (2004), the native crayfishes in Croatia are not endangered at the level that has been observed in other regions of Europe, which is primarily a consequence of the high habitat diversity, a specific complex of historical factors that influenced the distribution of the fauna, as well as climate characteristics. In the area of Serbia and Montenegro, despite similarity with the area of Croatia in natural conditions, a higer level of endangerment was evaluated, particularly for A. astacus (cf. Simic´ et al., 2007). The results of our research indicate the following factors that lead to the endangerment of Astacus astacus in the area investigated: 1. Habitat fragmentation and isolation of the populations. — Due to disturbance of the water regime as a consequence of deforestation, canalizing of springs, mak- ing dams, and causing pollution. The over-usage of woods and the captivating of springs are phenomena that become particularly negatively manifest in limestone, i.e., in southeastern parts of Serbia, Vojvodina, and Central Serbia. On this ter- ritory, small rivers (the basin of the Timok) completely dry up and the crayfish disappear from about 60% of the watercourses, compared with the total river net of Serbia. Isolation is a consequence of damming and building smaller reservoirs. Through pollution in the lower parts of the rivers, the populations stay isolated in the upper flows, or in those parts of the rivers that are less polluted. An example of this are smaller rivers in Central Serbia, whose middle and lower parts are stronger polluted and unfavourable for the life of crayfish, and the remaining parts of the populations live in the upper flow, in which conditions are not optimal for the life of crayfish (the river of Petrovac, the Lepenica). The populations of crayfish in these parts of the rivers get gradually reduced, the age structure changes in favour of older individuals, and the number of sexually mature females becomes reduced. The changes in sex structure of isolated populations of A. astacus were described much earlier: Abrahamson (1966), when studying isolated populations of the river crayfish in the southern part of Sweden, stated that, due to competition, there is an unfavourable ratio of the sexes: 65%  to 35% . 2. Diseases and parasites in the preceding period and now. — There are no accurate data on the consequences of the epidemic of crayfish plague and/or the epidemics of other diseases, nor on the species of crayfish thath are vectors of diseases in the area of Serbia, at least not like the data available for the countries CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1171 in Western Europe (Matthews & Reynolds, 1992; Alderman, 1993; Dieguez- Uribeondo & Söderhäll, 1993). The presence of Branchiobdella astaci Odier, 1823 (Annelida, Oligochaeta, Branchiobdellida) was noted in crayfish from the Busur reservoir (Serbia), in large numbers, which can have a negative effect on the condition of this population. The expansive spreading of O. limosus in the Danube increases the risk of an epidemic of the crayfish plague (Holdich, 2002). 3. General reduction of the water capacity of the rivers (especially small rivers and springs). — This leads to quicker euthrophication and overgrow of the habitats (mass development of macro-vegetation and macro-algae in a river bed), which affects the river crayfish negatively. This phenomenon is especially pronounced in the plain areas of Serbia (Vojvodina and Central Serbia). The work of Lodge & Hill (1994), Nyström et al. (1996), and Nyström & Strand (1996), also indicates a negative effect of the euthrophication of aquatic habitats on the crayfish, in particular through an overdevelopment of the macro-vegetation. According to the results of our research, it can be seen that a presence of macro-vegetation in small water flows up to 20% positively influences the development of populations of crayfish, whereas more than 20% has a mainly negative effect. Apart from the macro-vegetation, it has been shown that a particularly negative influence on the populations of crayfish in the rivers could be established through a mass appearance of thread-algae of the class Cladophora (cf. Simic´ et al., 2004). 4. Water pollution (saprobity, toxicity, acidification). — The river crayfish can stand moderate water pollution (Gulyás, 1998), whereas it is very sensitive to toxic substances (ECOTOX Database). According to our research, it can be seen that the most numerous populations of this crayfish develop in habitats that are, according to the level of saprobity, oligo-beta-mesosaprobic (the river Zeta) to beta-mesosaprobic (the Busur reservoir, parts of the flows of the Juzna and Zapadna Morava). Füreder et al. (2002) consider that pollution of the water, next to the influence of pesticides, over-fertilization, habitat destruction, eel introduction, and the introduction of American crayfish species, is an important factor in the disappearance of the river crayfish from approx. 50 rivers in the area of South Tirol. The negative influence of pollution affects, according to those authors (Füreder et al., 2002), particularly Astacus astacus and Austropotamobius pallipes (Lereboullet, 1858). 5. Invasive species and competition. — As a direct competitor to the river crayfish (A. astacus) we find A. leptodactylus. This phenomenon is, for the waters of Serbia, described in the work of M. S. Karaman (1963), who stated that A. leptodactylus as a species with a wide ecological tolerance can hold back the river crayfish when that species reaches its habitats. This proved to be true because, since that time, A. leptodactylus had spread along the flow of the river Morava. Hence, nowadays, A. leptodactylus is dominant in the better part of the flow of this 1172 VLADICA SIMI ´C ET AL. central and longest river of Serbia, instead of the previously present population of A. astacus. Mixed populations were only found in the lower flow of the Juzna Morava. However, also in those parts where both species were found, only old, grown up specimens are dominant in the populations of the river crayfish, which implies that this population renews only slowly, and the vitality of the population is thus reduced. Apart from the natural spreading of A. leptodactylus, this species was introduced in large numbers of reservoirs in the area of Serbia, by stocking the rivers with fish. Studies of Thomas & Romer (2001) of interspecific competition of mixed populations of Astacus astacus, A. leptodactylus, and Austropotamobius torrentium in Lake Ägeri (Switzerland), showed a stronger competition between A. astacus and A. leptodactylus according to the type of bottom substrate, food, and reproduction relative to A. torrentium, whose habitats are mainly in the rocky areas of the lake. Stronger aggression and relatively better adaptive features of A. leptodactylus relative to the other species studied probably are the main causes for this phenomenon. Except for A. leptodactylus, fish can also be competitors for the river crayfish. So, during the present study it was found that, in the upper flow of the river Zeta, in the reservoir of Liverovic´i, after stocking with chubs, Squalius cephalus (Linnaeus, 1758) (which species had not inhabited this reservoir before) a sudden reduction of the population of the river crayfish happened, while, at the same time, the remains of crayfish were found in the intestinal tracts of the chubs (Rajkovic´, 2004). Recent studies on the mutual influence of populations of crayfish and fish (Degerman et al., 2007) reveal complex mutual relationships in the sense of predation, competition, and habitat modification. In the studies of Füreder et al. (2002) it is particularly indicated that the eel, Anquilla anquilla (Linnaeus, 1758) is an important predator on the crayfish. 6. Overexploitation. — The crayfish, especially Astacus astacus and A. lep- todactylus, are gastronomic specialities in the countries of Western Europe, and for that reason they are an object for catching and/or of growing in astacicultures (Keller & Max, 1998). In the water ecosystems of Serbia, the river crayfish is pro- tected as a natural rarity (Službeni Glasnik RS, br. 50/93 and 93/93), so there is no legal catching or exploitation. The level of illegal catching is not known, but con- sidering the fact that populations are rare, we think that this influence is not very important for the time being. In Montenegro, the river crayfish is not protected by law. The exploitation of A. astacus in the basin of the River Zeta is done by firms from Sweden. According to Rajkovic´ (2004) and Rajkovic´ et al. (2006), the ex- ploitation of A. astacus causes serious pressure on the populations, and adequate protection is actually needed. According to our results, Austopotamobius torrentium is under rather low fishing pressure in Serbia as well as in Montenegro, and the species is present in its CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1173 historic habitats. This mainly is not the case in the rest of the European countries (Holdich, 2002). In the area of Croatia, according to Maguire & Gottstein-Matocˇec (2004), A. torrentium has been found in significantly less localities compared with the waters of Serbia and Montenegro. According to the results of Füreder & Machino (1999), Vorburger & Ribi (1999), and Füreder et al. (2002), A. torrentium is the most sensible to pollution, compared with the other crayfish, so this would be the basic factor of endangerment for this species. However, based on the study of Simic´ & Simic´ (1999), the hilly-mountainous rivers of Serbia are mainly within the limits of the I or I-II class quality of the water, so this factor, for the time being, is not a limiting one for the survival of A. torrentium. This is a significant fact, because it renders the habitats of this population in the area of Serbia and Montenegro favourable for the existence of vital and stable populations, and thus important for the viability of the species on a global level. Certainly, a danger to the populations of A. torrentium could be a disturbance of the structure of the fish community in the upper and middle stretches of the hilly-mountainous rivers. In those stretches of rivers where the spring trout, Salmo trutta Linnaeus, 1758 is reduced or completely disappears, it is replaced by the spring barbel, Barbus balcanicus Kotlík, Tsigenopoulos, Ráb & Berrebi, 2002, or the chub, Squalius cephalus. In this case, the chub behaves as a predator, especially on the young crayfish, and on older crayfish in periods of environmental change. Apart from fish, native people from the hilly-mountainous areas of Serbia and Montenegro, also mention the increase in numbers of the otter, Lutra lutra Linnaeus, 1758 as an important predator on the populations of Austopotamobius torrentium. ACKNOWLEDGEMENTS This work was supported by the Integrated Project ALARM, contract GOCE- CT-2003-506675, the project supported by the Serbian Ministry of Science and Environment Protection (Grant No. 143023). REFERENCES ABRAHAMSON, S. A. A., 1966. Dynamics of an isolated population of the crayfish Astacus astacus Linné. Oikos, 17: 96-107. ACKEFORS, H., 1998. The culture and capture of crayfish in Europe. World Aquaculture, 29 (2): 18-24, 64-67. ALDERMAN, D. J., 1993. Crayfish plague in Britain, the first twelve years. Freshw. Crayfish, 9: 266-272. AQEM, 2002. Manual for the application of the AQEM system. A comprehensive method to assess European streams using benthic macroinvertebrates, developed for the purpose of the Water Framework Directive. (Contract No: EVK1-CT1999-00027). 1174 VLADICA SIMI ´C ET AL. BUTLER, M. J. & R. A. STEIN, 1985. An analysis of the mechanisms governing species replacements in crayfish. Oecologia, 66: 167-177. CAPELLI, G. M. & B. L. MUNJAL, 1982. Aggressive interactions and resource competition in relation to species displacement among crayfish of the genus Orconectes. Journ. Crust. Biol., 2: 486-492. DEGERMAN, E., P. ANDRES NILSSON, P. NYSTRÖM, E. NILSSON & K. OLSSO, 2007. Are fish populations in temperate streams affected by crayfish? A field survey and prospects. Environm. Biol. Fish., 78: 231-239. DIEGUEZ URIBEONDO, J. & K. SÖDERHALL, 1993. Procambarus clarkii Girard as a vector for the crayfish plague fungus, Aphanomyces astaci Schikora. Aquacult. Fish. Manag., 24: 761-765. ECOTOX DATABASE, 1995-2000. U.S. EPA. http://cfpub.epa.gov./ecotox/ FÜREDER, L. & Y. MACHINO, 1999. Past and present crayfish situtation in Tirol (Austria and northern Italy). Freshw. Crayfish, 12: 751-764. FÜREDER, L., B. OBERKOFLER & Y. MACHINO, 2002. Flusskrebse in den Gewässern Südtirols: Verbreitung, ökologische Bedeutung und Gefährdung. Ber. nat.-med. Verein Innsbruck, 89: 179-199. GHERARDI, F. & D. M. HOLDICH, 1999. Crayfish in Europe as alien species. How to make the best of a bad situation? Crust. Iss., 11: i-x, 1-299. (A. A. Balkema, Rotterdam). GULYÁS, P., 1998. Szaprobiologial indikátorfajok jeguyzéke. Vízi természet-és környezetvédelem, 6. (Kötet, Budapest). HARLIO ˘GLU, M. M., 1999. The efficiency of the Swedish trappy in catching freshwater crayfish Pacifastacus leniusculus and Astacus leptodactylus. Turkish Journ. Zool., 23: 93-98. HOLDICH, D. M., 2002. Distribution of crayfish in Europe and some adjoining countries. Bull. Français Pêche Piscic., 367: 611-650. — —, 2003. Crayfish in Europe — an overview of taxonomy, legislation, distribution, and crayfish plague outbreaks. In: D. M. HOLDICH & P. J. SIBLEY (eds.), Management & conservation of crayfish. Proceedings of a conference, Nottingham (November, 2002): 17-34. (Environment Agency, Bristol). IUCN, 2001. IUCN Red List categories. Version 3.1. Prepared by the IUCN Species Survival Commision Re-introduction Specialist Group. (World Conservation Union, Gland, Switzerland and Cambridge, United Kingdom). — —, 2006. IUCN Red List of Threatened Species. http: //www.iucnredlist.org [Accessed March 2006.] JANKOVI ´C, D., J. KRPO, A. HEGEDIŠ & D. ANÐELKOVI ´C, 1987. Osnovni plan za razvoj i unapred¯enje ribarskog podrucˇja “Dunav IVc i V” (1986/90). (Studija Inst. za Biološka Istraživanja “Siniša Stankovic´”, Belgrade). JANKOVI ´C, D., V. PUJIN, Z. MITI ´C & D. ANÐELKOVI ´C, 1991. Osnovni plan za razvoj i unapred¯enje ribarskog podrucˇja “Dunav IVc i V” (1991/95). (Biro za Ekologiju i Ribarstvo “Eko-program”, Belgrade). JANKOVI ´C, D., V. SIMI ´C & D. ANÐELKOVI ´C, 1996. Program unapred¯enja ribarstva za ribarsko podrucˇje NP “Ðerdap” (NP Ðerdap, Donji Milanovac). JARVEKULG, A., 1958. Joevahk Eestis. Biologia ja Töönduslik Tähtsus: 1-186. (Inst. Zool. Bot. Tartu). KARAMAN, M. S., 1961. Slatkovodni rakovi Jugoslavije. Publikacije Strucˇnog udruženja za unapred¯enje slatkovodnog ribarstva Jugoslavije, 3: 1-33. — —, 1962. Ein Beitrag zur Systematik der Astacidae (Decapoda). Crustaceana, 3: 173-191. — —, 1963. Studie der Astacidae (Crustacea Decapoda) II. Teil. Hydrobiologia, 22: 111-132. KARAMAN, S., 1929. Die Potamobiiden Jugoslaviens. Glasnik Zemaljskog Muzeja u Bosni i Hercegovini, 41: 147-150. KELLER, M. & M. MAX, 1998. Yields of a 2.000 m2 pond, stocked with noble crayfish (Astacus astacus), over 6 years. Fresw. Crayfish, 12: 529-534. CRAYFISH OF SERBIA AND MONTENEGRO 1175 LEGENDRE, L. P. & P. LEGENDRE, 1983. Numerical ecology: 1-385. (Elsevier, Amsterdam). LODGE, D. M. & A. H. HILL, 1994. Factors governing species composition, population size and productivity of cool-water crayfishes. Nordic Journ. freshw. Res., 69: 111-136. LODGE, D. M., C. A. TAYLOR, D. M. HOLDICH & J. SKURDAL, 2000. Nonindigenosus crayfish threaten North American freshwater biodiversity: nonindigenous species. Fisheries, 25 (8): 7-20. MAGUIRE, I. & S. GOTTSTEIN-MATO ˇCEC, 2004. The distribution pattern of freshwater crayfish in Croatia. Crustaceana, 77 (1): 25-47. MATTHEWS, M. A. & J. D. REYNOLDS, 1992. Ecological impact of crayfish plague in Ireland. Hydrobiologia, 234: 1-6. NYSTRÖM, P., C. BRONMARK & V. GRANELI, 1996. Patterns in benthic food webs: a role for omnivorous crayfish? Freshw. Biol., 36: 631-646. NYSTRÖM, P. & A. J. STRAND, 1996. Grazing by a native and an exotic crayfish on aquatic macrophytes. Freshw. Biol., 36: 673-682. PAVLOVI ´C, S., S. MILOŠEVI ´C, V. BORKOVI ´C, V. SIMI ´C, M. PAUNOVI ´C, R. ŽIKI ´C & Z. SAI ˇCI ´C, 2006. A report of Orconectes (Faxonius) limosus (Rafinesque, 1971) [Crustacea: Decapoda: Astacidae: Cambaridae: Orconectes: subgenus Faxonius] in the Serbian part of the river Danube. Biotechnol. & Biotechnol. Equipm., 20: 53-56. PÖCKL, M., 1999. Distribution of crayfish species in Austria with special reference to introduced species. Freshw. Crayfish, 12: 733-750. RAJKOVI ´C, M., 2004. Optimalni ekološki uslovi za razvoj rijecˇnog raka (Astacus astacus Linné) u vodenim ekosistemima na podrucˇju gornjeg toka rijeke Zete (Glava Zete). Specijalisticˇki rad, PMF, Kragujevac, 65. RAJKOVI ´C, M., V. SIMI ´C & A. PETROVI ´C, 2006. Length-weight gain of European crayfish Astacus astacus (L.) in the area of the upper course of the Zeta River, Montenegro. Arch. biol. Sci., Belgrade, 58 (4): 233-238. SIMI ´C, S., V. SIMI ´C, M. CVIJAN & B. RANKOVI ´C, 2004. Contribution to the knowledge of bioindicating features of some algal species in streams of Serbia. International Association for Danube Research, 35: 355-360. SIMI ´C, V., 1996. A study on the Trgoviški Timok — assessment of river conditions by ecological benthic fauna analysis. Arch. biol. Sci., Belgrade, 48 (3-4): 101-109. SIMI ´C, V. & S. SIMI ´C, 1999. Use of river macrozoobentos of Serbia to formulate a biotic index. Hydrobiologia, 416: 51-64. SIMI ´C, V., S. SIMI ´C, M. PAUNOVI ´C & P. CAKI ´C, 2007. Model of the assesment of the critical risk of extinction and the priorities of protection of endangered aquatic species at the national level. Biodivers. Conserv., 16: 2471-2493. SIMI ´C, V., S. SIMI ´C, A. PETROVI ´C, M. PAUNOVI ´C, V. ŠORI ´C & V. DIMITRIJEVI ´C, 2006. Biodiversity of Aquatic Ecosystems of Serbia (BAES ex situ). http://baes.pmf.kg.ac.yu SOUTY-GROSSET, C., D. M. HOLDICH, P. Y. NOËL, J. D. REYNOLDS & P. HAFFNER (eds.), 2006. Atlas of crayfish in Europe. Muséum national d’Histoire naturelle, Paris, 185. (Patri- moines Naturels, 64). TAUGBØL, T. & J. SKURDAL, 1999. Monitoring of crayfish populations. In: T. TAUGBØL (ed.), Nordic-Baltic workshop on freshwater crayfish research and management: 109-115. TAYLOR, C. A., 2002. Taxonomy and conservation of native crayfish stock. In: D. M. HOLDICH (ed.), Biology of freshwater crayfish: 236-257. (Blackwell Science, Oxford). THOMAS, P. S. & J. ROMER, 2001. Will Astacus leptodactylus displace Astacus astacus and Austropotamobius torrentium in Lake Ägeri, Switzerland? Aquat. Sci., 63: 477-489. UREDBA O ZAŠTITI PRIRODNIH RETKOSTI, 1993. “Službeni glasnik RS”, br 50/93 and 93/93. VORBURGER, C. & G. RIBI, 1999. Aggression and competition for shelter between a native and an introduced crayfish in Europe. Freshw. Biol., 42: 111-112. 1176 VLADICA SIMI ´C ET AL. — — & — —, 1999. Pacifastacus leniusculus and Austropotamobius torrentium prefer different substrates. Freshw, Crayfish, 12: 696-704. WESTMAN, K., M. PURSIAINEN & R. VILKMAN, 1978. A new folding trap model which prevents crayfish from escaping. Freshw. Crayfish, 4: 235-242. ZAIKOV, A. & T. HUBENOVA, 2007. Status of freshwater crayfish in Bulgaria. III International Conference “Fishery”, Belgrade, 3: 243-248. First received 2 May 2007. Final version accepted 20 February 2008. Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 89 A NEW RECORD OF CHOROTERPES PICTETI (EATON, 1871) [EPHEMEROPTERA: LEPTOPHLEBIIDAE] IN SERBIA V. Simic1, M. Paunovic2, B. Stojanovic2, A. Veljkovic1 University of Kragujevac, Faculty of Science, Institute of Biology and Ecology, Serbia and Montenegro1 "Sinisa Stankovic" Institute for Biological Research, Beograd, Serbia and Montenegro2 ABSTRACT C. picteti is widely distributed species in the Europe, but, due to the stenovalent character of the species, as well as destruction of relevant aquatic habitats, it has been characteri- zed as rare and endangered species. This finding indicates, once again, that Serbian may- fly (Ephemeroptera) fauna is still not completely known and detailed surveys are needed. Serbian streams are renowned for their diverse fauna, although specific knowledge about the taxa inhabiting them is scarce, that include mayfly fauna too. Insect fauna of small streams of mountainous region of Serbia (north from the Danube) are especially diverse and reports of new species for fauna of Serbia are expected. The first record of Choroter- pes picteti (Eaton, 1871) for Serbia is reported in this research. Introduction Serbia represents the less researched area of the Europe in respect of the biodiversity (1), that include inland waters too. Further, a small amount of published information about mayflies (Ephemeroptera) in Serbia is available. Filipovic (2) discussed investi- gations on mayflies in Serbia up to the eighties, and emphasized that it is insuffi- ciently studied group. Recently, data on Ephemeroptera in Serbia have been pub- lished within the frame of studies on the whole macrozoobenthos or within the works concerning environmental quality. Very few authors have examined mayflies as a separate component of aquatic eco- system as for example Markovic and Tu- tundzic (3). Thus, serious investigation on mayflies, as well as other aquatic and semi- aquatic invertebrates, should be the priority for the development of theoretical and practical hydrobiological work in our country. The aim of this paper is to present the first record of Choroterpes (Choroterpes) picteti (Eaton, 1871) [Ephemeroptera: Leptophlebiidae] for Serbia and contribute to the knowledge on the distribution of this species and mayflies in Europe. Materials and Methods The specimen is collected from the River Tvrdanska, left tributary of the Ibar River (South-West, mountainous Part of Serbia). Sampling site is located at 43º07’29’’N and 20º48’45’’E, at altitude of about 600 m.a.s.l. The material is collected by Sürber net (size 0,1 m2, mesh size 250 µm) in May 2005. A stretch of 50 m is observed. The stream is 2-2.5 m wide and mean depth of the cross sections is 0.2-0.7 m. The mean current velocity in the period of investiga- tion was 0.9 ms-1, while the pH was 6.6. The substrate of sampling site mainly con- tained gravel (2-16 mm) and pebbles (16- 34 mm), but deposition of fine (grains per- ceptible by eye; 0.125-0.5 mm) and coarse Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 90 sand (0.5-2 mm) has been observed within limited sections of the site (about 25% of investigated sector). Results and Discussion One full-grown nymph is observed and stored in the biological material collection of the Institute of Biology and Ecology, Faculty of Science, University of Kraguje- vac, Serbia and Montenegro (identifier 2004-MB-IBTR). Observed specimen fully corresponds to the description of Grandi (4) and Belfiore (5). The body length of the nymph is 7 mm. C. picteti is stenoecious species (6) that lives in the streams with moderate current velocity (5). This mayfly is widely distri- buted in Europe (5). According to Puthz (7) the species is present in Mediterranean area, east and south-east part of Balkan Peninsula, Western and Central Highlands of Europe, the Carpathians, the lowland parts of Europe (lowland along middle Da- nube, Western, Central and Eastern Plains, Baltic Province) and North Africa. It is also presence in Caucasus area and Caspic de- pression, as well as within the region of the Small Asia. C. picteti was recorded more frequently in the areas that were historically only slightly impaired by waste waters from in- dustry or domestic sewage (6). In regard to adjacent areas, it should be mentioned that this mayfly has been reported from Hun- gary (8), but its occurrence is limited to the Tisza River only (9). C. picteti is not fre- quent and abundant species (5, 6, 8). The finding of C. picteti is meaningful, not only as new species for fauna of Serbia, but as record of rare (6, 8) and endangered species for Europe (10). This finding indi- cates, once again, that it is necessary to update the knowledge of mayflies in the Serbia and Balkan Peninsula. Serbian Ephemeroptera fauna is still not completely known and additional researches are needed. Acknowledgements This work was supported by the Directo- rate for Environmental Protection of the Ministry of Science and Environmental Protection of the Republic of Serbia (Pro- ject “Establishing Typology of Running Waters in Serbia”) REFERENCES 1. Vasic V., Stevanovic V. (1995) Naucni, ekonomski i socijalni aspekti ocuvanja biodiverziteta Jugoslavije (Scientific, economic and social aspects of biodiversity preservation in Yugoslavia). In: Bio- diverzitet Jugoslavije sa pregledom vrsta od med- junarodnog znacaja (V. Stevanovic, V. Vasic, Eds.), Faculty of Biology University of Belgrade & Eco- libri: Beograd, Serbia and Montenegro, 11-18. 2. Filipovic D. (1979) Biogeographical and faunis- tical notes on mayflies (Ephemeroptera) of SR Ser- bia. Proceedings of the 2nd International Conference on Ephemeroptera, 211-219. 3. Markovic Z., Mitrovic-Tutundzic V. (1997) Fauna efemeroptera izvorisnog regiona reke Dabus- nice. "Nasa ekoloska istina", V Naucno-strucni skup o prirodnim vrednostima i zastiti zivotne sredine, Conference Proceedings, 294-298. [Fauna Ephemer- optera of the River Dabusnica spring region]. 4. Grandi M. (1960) Fauna D’ Italia – Ephemeroidea. Edizioni Calderini, Bologna, p. 474. 5. Belfiore{ XE "B e l f i o r e " } C. (1983) Efemerotteri (Ephemeroptera). Guide per il riconoscimento delle specie animali delle acque interne Italiane. Consiglio Nazionale Delle Ricerche: Verona, p. 113. 6. Haynbach A., Schleuter M., Tittizer T. (2003) Current distribution of mayflies (Insecta: Ephemer- optera) in German Federal Waterways. In: Research Update on Ephemeroptera & Plecoptera. (E. Gaino E., Ed.), University of Perugia, Perugia, Italy, 313- 316. 7. Puthz{ XE "P u t h z " } V. (1978) Ephemeroptera. In: Limnofauna Europaea. (J. Illies, Ed.), Gustav Fisher Verlag, Stuttgart, 256-263. 8. Kovacs T., Ambrus A., Bankuti K. (1999) Folia Historico Naturalia Musei Matraensis, 23,157- 170. 9. Kovacs T., Juhacz P., Turcsanyi I. (2001) Folia Historico Naturalia Musei Matraensis, 25, 135- 143. 10. Malzacher P., Jacob U., Haybach A., Reusch H. (1998) Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz, 55, 264-267. Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 91 DISTRIBUTION OF NON-INDIGENOUS TUBIFICID WORM BRANCHIURA SOWERBYI (BEDDARD, 1892) IN SERBIA M. Paunovic1, B. Miljanovic2, V. Simic3, P. Cakic1, V. Djikanovic1, D. Jakovcev- Todorovic1, B. Stojanovic1, A. Veljkovic3 “Sinisa Stankovic” Institute for Biological Research, Belgrade, Serbia and Montenegro1 University of Novi Sad, Faculty of Science, Department of Biology, Serbia and Montenegro2 University of Kragujevac, Faculty of Science, Institute of Biology and Ecology, Serbia and Montenegro3 ABSTRACT Recently, dispersion of invasive species became an important theme, since the man-aided outspread of the organisms was recognized as one of the major threats to the biodiversity. Aquatic biotopes are, due to its unique features, among the most disposed ecosystems to this kind of disturbance. Non-indigenous species of different origin were found among plants, vertebrates and invertebrates. Aquatic worm Branchiura sowerbyi (Beddard 1892) is obvious example of human induced dispersal of invertebrates. The aim of the study was to contribute to the cognition of the current distribution of this invasive species and to point up, once again, the risk of devastation of aquatic ecosystems caused by distribution of alien species. B. sowerbyi was for the first time observed in Serbia in 1972 in fish pond in Vojvodina. Since that time the worm spread its areal and now it could be found in a lot of ponds, channels, reservoirs and lowland rivers in Serbia. According to our results B. sowerbyi has been well adapted in artificial and modified water bodies in Serbia. Introduction During the last century, there is increasing cognizance in relation to the human-aided dispersal of species beyond their natural range of distribution. Alien plants and ani- mals became one of the major threats to the aquatic ecosystems (1). Ballast water of ships, plant cultivation and fish farms were pointed as prospective agents of dispersal of aquatic organisms (2, 3, 4, 5), as well as unprofessional fish stocking for recrea- tional fishery. The establishment and consequences of introduced species has been object of a discussion in a lot of studies (6), but we are still not able to predict outcome of the in- troduction of particular species, as well as the impact of invasions in general to spe- cific ecosystem. Therefore, every finding of non-indigenous species and effort to under- stand the way of transport, introduction, establishment and spread of species, or a group of species of the same origin, is valuable in the process of defining of pre- dictable models, as well as an attempt to warn to the problem of endangerment of native biodiversity caused by invaders. In that regard, the aim of this paper is to pre- sent current distribution of Branchiura sowerbyi (Beddard 1892) in Serbian wa- ters, to point up to its the progressive dis- persal, and to try to contribute to the recog- nition of vectors of introduction and ways dispersal, as well as cause of successful adaptation. B. sowerbyi originates from tropics (7). Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 92 The worm lives with its heads buried in the sediment, whilst the tails wave actively in water layer above the bottom. It is con- veyor-belt feeder that mixes sediments (8). Potentially, it can have a large impact on the recipient environment since it is cha- racterized by high adaptability to local conditions (9). B. sowerbyi is a thermal water species, with huge ability of adapta- tion. It is typical for waters with current velocity under 0.5 ms-1 (10). Recently, the growing colonization of allochthonous organisms in the Serbian waters was observed. Non-indigenous spe- cies were found among plants (11), verte- brates (12, 13, 14, 15) and invertebrates (16, 17, 10, 18, 19, 5). The invasive species of different origin were detected. Thus, five fish (13) and one Decapoda species (Eri- ocheir sinensis – 5) that originate from East Asia were observed in the Danube River. Further, five invasive fish taxa introduced from North America were found in ichthio- fauna of Serbia (13). Ponto-Caspian inva- ders represent particular threat to aquatic ecosystems in Serbia - five Ponto-Caspian gobiids (Gobiidae) were found in the Ser- bian stretch of the Danube River (12, 13). Hypania invalida (Polychaeta) is also a Ponto-Caspian invaders that was frequently observed in the Danube River after dam- ming the river (17, 19). Among inverte- brates, aquatic worm Branchiura sowerbyi (Beddard) is obvious example of anthropo- genic introduction and progressive disper- sal. This worm was recorded for the first time in Europe, in botanical garden in Lon- don, 1892 and it seems that this introduc- tion could be connected with transport of plants from one part of the world to an- other. Later, B. sowerbyi was found in other parts of the Europe. It was recorded (literature review 20) in Germany, France, Ireland, Belgium, Italy, Switzerland, Czech Republic and Rumania. This invasive spe- cies was also found in Slovakia, in three water bodies belonging to the Tisza river basin (21), as well as in the River Struma in Bulgaria (22). Materials and Methods The study is based on long-time investiga- tions of Oligochaeta fauna in Serbia, from 1982 up to now. Database on Aquatic Eco- system Diversity in Serbia (23), developed on Faculty of Science, University of Kra- gujevac, Serbia and Montenegro, has been used to obtain relevant data, thus covering whole territory of Serbia (Fig. 1). The most intensive investigations was performed in period 1995-2004, covering the Danube, the Tisza, the Sava, the Kolubara, the Velika Morava, the Juzna Morava the Za- padna Morava the Ibar, the Nisava, the Mlava and the Timok catchments areas (Fig. 1). The study comprehends samples from 311 sampling sites. The investigation was performed at main watercourses, as well as at tributaries and Reservoirs in the region, mostly in periods of high (April- July) and low water conditions (September and November). A total of 380 findings of B. sowerbyi in Serbian waters were taken into the consideration with the aim to ob- serve distribution of this aquatic worm. In addition, data from two international expe- ditions on the Danube River that are stored in database of International Commission for the Protection of the Danube River, Vienna (24) were used in order to maintain the distribution B. sowerbyi along Serbian stretch of the Danube River. Results presented in this study have been based on material collected by Hydraulic Polyp Grab, FBA hand net (mesh size 950 and 500 µm), benthological dredga (mesh size 250 µm), Ekman-type grab (225 cm2) and Van Veen grab (270 cm2). Results and Discussion Current distribution of B. sowerbyi in Ser- bia is presented at Fig. 1. B. sowerbyi was for the first time ob- served in Serbia in 1972 (16) in fish pound near Futog (Fig. 1, site 1). Since that time, the worm rapidly spreads it’s areal, and Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 93 Fig. 1. Distribution of Branchiura sowerbyi in Serbia. Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 94 now it could be found in a lot of ponds, channels, reservoirs and some potamon- type rivers in Serbia (Fig. 1). Initial intro- duction of this worm could be connected with import of fish for fish farming. The dispersal of B. sowerbyi, after initial introduction and population establishment, has been rapid. The worm has been found in period 1972-1977 in fish ponds Becej (4.6-22.0% of total density of Oligochaeta) and Jegricka, (9.3-14.2% of total density of Oligochaeta) Vojvodina (Fig. 1, sites 2, 3) (25). Soon after the first finding, in period 1977-1981, dense populations of B. sower- byi were observed in a several artificial, slow-running, channels in Vojvodina (up to 52.2% of total density of Oligochaeta), which are the part of artificial, multipur- pose channel system Danube-Tisza-Danube (DTD). (Fig. 1, sites 4, 5, 6, 7, 8, 9) (10). During eighties B. sowerbyi spread its areal and became frequent and abundant inhabi- tant of soft-bottom habitats in some large lowland rivers in Serbia. It has been found along entire Serbian sector of the Tisza River (up to 7.26% of total macrozooben- thos and up to 36.00% of Oligochaeta community) and Tamis River - Fig. 1 bold line (23). B. sowerbyi was observed in the Sava River (Fig. 1, sites 10, 11) (26), as well as in the artificial Lake Sava (Fig. 1, site 12) (27), ex side arm of the Sava River that was isolated from the main course by the dam, and nowadays it is used as bathing water. B. sowerbyi was also found in the Velika Morava Basin (23) (Fig. 1, sites 15, 16 and 17), but with lower population density (up to 5 % of population). According to the way of dispersal of B. sowerbyi in Serbian waters, fast spreading is enabled by the presence of artificial channel network DTD. B. sowerbyi was for the first time re- corded 1979 in Serbian sector of Danube River (Fig. 1, site 13) near Banatska Palanka (28). Up to know, this aquatic worm has been observed in the main chan- nel of the Danube River within the sector from Novi Sad, (1255 km) to Raduje- vac/Srbovo (849 km) (Fig 1, bold line; up to 56.00 % of the total macrozoobenthos community and up to 76.00 % of Oligo- chaeta community). B. sowerbyi was not found in the main channel of the Danube River upstream Novi Sad (23, 24), although its presence is expected due to the fact that is has been observed in upstream tributaries of the Hungarian stretch of the Danube River, near to the mouth into the Danube - the Sio River, empties into the Danube at 1497 and the Tas River that tribute into the Danube at 1568 km (24). B. sowerbyi has not been observed (24) during AquaTerra Danube Survey (Danube key study within the Aq- uaTerra project - EU 6th Framework Pro- gram, No. N°505428) that was performed at the stretch between Vienna (1942 km) and Calafat (795 km). B. sowerbyi has been found mainly within artificial and modified waters in Serbia. Thus, the worm has been observed in the main channel of the Danube River in the sector of altered hydrological regime. Due to the dam construction on the Danube near Sip (943 km), 1973, a large Reservoir Djerdap (Iron Gate), was formed. Reservoir is 100 km in length, extends from the dam to Golubac (1040 km). After damming of the Danube, flow rate is slowed far up- stream, up to Slankamen (1215 km). The area where back-water effect has been ob- served is correlated with dispersion and adaptation of B. sowerbyi in the main channel of the Danube River. Further, Ser- bian part of the Tisza River, is influenced by the dam near Novi Becej – 63 km of the watercourse (Fig. 1). The Tamis and the Begej Rivers are also heavily modified water bodies with changed hydrological conditions (29). Although the Sava River has been classi- fied as heavily modified water body (30), the hydrological regime has not been such altered in compare with the Danube stretch Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 95 downstream Novi Sad (Fig. 1), as well as in compare with the Tisza, the Begej and the Tamis Rivers (29). In the case of the Sava River B. sowerbyi has been found at two sites (Fig. 1, sites 11, 12), but with lower population density (up to 7 % of the macrozoobenthos community). Scattered distribution of B. sowerbyi within the Velika Morava Basin (Fig. 1, sites 15, 16 and 17) could be also explained by exis- tence of stretches with temperate hydro- logical modification (29) which are not suitable for accommodation of this invasive species. It could be assumed that, due to the con- siderable distance in regard to other sites, B. sowerbyi spread its areal to Celije Re- servoir (Fig. 1, site 16) due to the new in- troduction related to transplanting of fish for stocking or dissemination by birds by way of excrements. Nedeljkovic (17) discussed changes in invertebrate community in period 1971- 1977, after damming the Danube. He em- phasized that changes in hydrological con- ditions provoked alters in density and bio- mass of benthic invertebrates, as well as appearance of non-indigenous species Hy- pania invalida (Polychaeta). Further, Mar- tinovic-Vitanovic at al. (31) pointed up changes in benthic community of the Da- nube River in Belgrade Region (1190-1124 km) in relation to altered hydrological re- gime. Our study, as well as prior discussions on response of aquatic fauna to alternation of hydrological conditions (17, 32, 31, 13, 26), indicates that hydrological alternations favour the dispersal of non-indigenous spe- cies, as it is the case with B. sowerbyi. B. sowerbyi is typical inhabitant of slow wa- ters with intensive sedimentation (10), so conditions that have been created after the regulation of particular rivers in Serbia contribute to the successful adaptation of the worm. Successful adaptation of B. sowerbyi to silt-clay dominated aquatic habitats in Ser- bia could be connected to its morphological adaptations. Genus Branchiura is unique among aquatic worms by dorsal and ventral gill filaments on the segments beyond 30 that provide high adaptability to the envi- ronment with low concentration of oxygen (33). According to Caroll and Dorris (9) B. sowerbyi is a thermal water species, with huge ability of adaptation to the local envi- ronmental conditions. Further, it should be underlined that B. sowerbyi is an alternate host for some fish parasites - Thelohanellus nikolskii, T. ho- vorkai and Sphaerospora renicola (34). In this direction, spreading of B. sowerbyi could, indirectly, cause reduction of fish abundance and could be reason for damage to the local fisheries. Conclusions Aquatic worm B. sowerbyi is obvious ex- ample of anthropogenic introduction and fast dispersal of invertebrates. Introduction of this worm in Europe could be connected with transport of plants from one part of the world to another. Initial introduction of B. sowerbyi in Serbia could be linked with the import of fish for fish farming. Further rapid dispersal and population establish- ment of this exotic species is connected to artificial water bodies and regulated rivers and it could be found in a lot of ponds, channels, reservoirs and lowland rivers in Serbia. Spreading has been accelerated by presence of artificial canal network DTD. The population establishment is encour- aged by alternation of hydrological condi- tions in potamon-type rivers in Serbia. Spreading of B. sowerbyi on some waters that are isolated from other finding sites (Celije Reservoir, Fig. 1, site 16), by dis- tance and existence of river stretches that are not suitable for accommodation of this species, could be explained as new intro- duction related to transplanting of fish for stocking, or by dissemination of cocoons by bird excrements. Due to the fast dispersal and success in Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 96 adaptation that was underlined in our work, B. sowerbyi could be characterized as inva- sive species. According to presented re- sults, further monitoring of distribution, population dynamics and possible effects to aquatic ecosystems is needed. Presence of this species could disturb relations within benthic community and, consequently, could have influence to the aquatic eco- system food chain. In addition, B. sowerbyi is an alternate host for some fish parasites - Thelohanellus nikolskii, T. hovorkai and Sphaerospora renicola (34). In this direc- tion, spreading of B. sowerbyi could, indi- rectly, cause reduction of fish abundance and could be reason for damage to the local fisheries. Acknowledgements The authors are grateful to General Secre- tariat of ICPDR (International Commission for the Protection of the Danube River, Vienna) for the use of ICPDR Database. We would like to thanks to the colleagues from the Faculty of Science, University of Kragujevac, Serbia and Montenegro for providing data from Database on Aquatic Ecosystem Diversity in Serbia (AEDSer). REFERENCES 1. Mack R.N., Simberloff C.D., Lonsdale M.W., Evans H., Clout M., Bazzaz F. (2000) Biotic Inva- sions: Causes, Epidemiology, Global Consequences and Control. Issues in Ecology, 5, Ecological Society of America, Washington, p. 20. 2. Grigorovich I.A., Colautti R.I., Mills E.L., Holeck K., Ballert A.G., MacIsaac H.J. (2003) Can. J. Fish Aquat. Sci., 60(6), 740-756. 3. Cohen A.N. (1998) Ships' Ballast Water and the Introduction of Exotic Organisms into the San Fran- cisco Estuary: Current Status of the Problem and Options for Management. San Francisco Estuary Institute, Richmond CA, p. 90. 4. Hopkins C.C.E. (2001) A Review of Introduc- tion and Transfers of Alien Marine Species to the North Sea Area, A Report for the Norvegian Ministry of the Environment, Aqua Marine Advisers, p. 96. 5. Paunovic M., Cakic P., Hegedis A., Kolarevic J., Lenhardt M. (2004) Hydrobiologia, 529, 275- 277. 6. Kolar C.S., Lodge D.M. (2001) Trends in Eco- logy and Evolution, 16, 199-204. 7. Timm T. (1980) Distribution of aquatic oligo- chaetes. In: Aquatic Oligochaete Biology (R.O. Brinkhurst, D.G. Cook, Eds.), Plenum Press, New York and London, 55-77. 8. Matisoff G., Wang X., McCall P.L. (1999) J. Great Lakes Res., 25(1), 205-219. 9. Caroll J., Dorris T. (1972) Amer. Midl. Nat., 87, 418-442. 10. Djukic N. (1983) Prilog proucavanju zas- tupljenostri vrste B. soweryi Beddard (1892). II Sim- pozijum o fauni SR Srbije, Zbornik radova, Beograd, 63-66. 11. Stevanovic V., Sinzar-Sekulic J., Stevanovic B. (2004) Expansion of the adventive species Paspalum paspaloides (Michx) Schribner, Echinochloa oryzoi- des (Ard.) Fritsch and Cyperus strigosus L. in the Yugoslav part of the Danube Reservoir (rkm 1090- 1075). Proceedings 35th IAD Conference, Limnologi- cal reports, Novi Sad, Serbia and Montenegro, 399- 406. 12. Simonovic P., Valkovic B., Paunovic M. (1998) Folia Zool., 47(4), 305-312. 13. Simonovic P., Paunovic M., Popovic S. (2001) J. Great Lakes Res., 27(3), 281-289. 14. Cakic P., Petrovic Z., Paunovic M. (1996) Unsere Brutbefunde von hypophthalmichthys molitrix (Valenciennes, 1884) im Hauptgerinne der Donau bei Beograd (Jugoslawien). 31. Konferenz der IAD, Baja_Ungarn 1996, Wissenschaftliche Referate, 315- 318. 15. Cakic P., Lenhardt M., Kolarevic J., Mickovic B., Hegedis A. (2004) Journal of Fish Biology, 65, 1431-1434. 16. Pujin V., Djukic N. (1978) Nalazi Branchiura sowerbyi Beddard (1892) (Oligochaeta) u nekim vodama Vojvodine. Biosistematika 4, 1, 109-113, 198. [Findings of Branchiura sowerbyi Beddard (1892) (Oligochaeta) in some waters in Vojvodina]. 17. Nedeljkovic R. (1979) Zoobentos Dunava u godinama posle izgradnje brane u Djerdapu. II Kon- gres ekologa Jugoslavije, Zbornik radova: 1881- 1888. [Zoobenthos of the Danube in period after the Djerdap dam constuction]. 18. Djukic N., Karaman S. (1994) Qualitative and quantitative structure of the bottom fauna with a special reference to the oligochaeta community. In: The Danube in Yugoslavia – contamination, protec- tion and exploitation. (D. Jankovic, M. Jovicic, Eds.) Publs, Institute for Biolo. Research ”S.Stankovic” Institute for Development of Water resources Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 19/2005/3 97 “J.Cerni” Commision of the European Communities, Brussels, Belgium, Belgrade, 124-130. 19. Djukic N., Miljanovic B., Pujin V., Teodorovic I. (2000) Internat. Assoc. Danube Res., 33, 219-220. 20. Tobias W. (1972) Ist der Schlammröhrenwurm Branchiura sowerbyi Beddard 1892 (Oligochaeta: Tubificidae) ein tropischer Einwanderer im Untermain – Natur und Museum, 102 (3), 1-3. 21. Sporka F. (1982) Vest. Cs. Spolec. Zool., 46, 113-116. 22. Uzunov J. (1976) Hydrobiology, 4, 71-75. 23. AEDSer. Database on Aquatic Ecosystem Diver- sity in Serbia. Faculty of Science, University of Kra- gujevac, Serbia and Montenegro (Simic@knez.uis.kg.ac.yu) 24. JDS-ADS Database. Joint Danube Survey and AQUATERRA Danube Survey Databases. ICPDR (International Commission for the Protection of the Danube River), Vienna. www.icpdr.org 25. Djukic N., Mestrov M. (1983) Dinamika bro- jnosti Oligochaeta i njihovo ucesce u bioprodukciji nekih vodenih ekosistema u Vojvodini. Matica Srpska, Zbornik za prirodne nauke, 65, 101-130. 26. Paunovic M. (2004) Qualitative composition of the macroinvertebrates communities in the Serbian sector of the Sava River. Proceedings 35th IAD Con- ference, Limnological Reports, Novi Sad, Serbia and Montenegro, 349-354. 27. Jakovcev D. (1989) Biosistematika, 15(1), 41- 47. 28. Djukic N., Maletin S., Tepavcevic D., Mil- janovic B., Ivanc A. (1997) Ekologija, 32(2), 31-36. 29. Gavrilovic Lj., Djukic D. (2002) Reke Srbije. Zavod za udzbenike i nastavna sredstva, Beograd. p. 264. [The Rivers in Serbia] 30. SCG ICPDR National Report (2004) National Report of Serbia and Montenegro – ICPDR Roof Report, Part B. www.icpdr.org 31. Martinovic-Vitanovic V., Kalafatic V., Martinovic J.M., Paunovic M., Jakovcev D. (1999) Special issues of the Macedonian Ecological Society, 5, 504-516. 32. Simic V., Ostojic A., Simic S., Jankovic D. (1997) Ekologija, 32(2), 65-80. 33. Chekanovskaya O.V. (1962) Vodnye malo- schetinkovye chervil fauny SSSR. In: Opredeliteli po faune SSSR 78. Izdatelstvo Akademii nauk SSSR, Moskva, Leningrad, p. 411. 34. Molnar K., Mansy A.El., Szekely Cs., Baska F. (1999) Folia Parasitologica, 46, 15-21. Biodiversity & Ecosystems Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 20/2006/2 67 A NEW RECORDS OF EPEORUS YOUGOSLAVICUS (ŠAMAL, 1935) [EPHEMEROPTERA] IN SERBIA AND MONTENEGRO A. Petrovic1, V. Simic1, M. Paunovic2, B. Stojanovic2 University of Kragujevac, Faculty of Science, Institute of Biology and Ecology, Kragujevac, Serbia and Montenegro1 «Sinisa Stankovic» Institute for Biological Research, Beograd, Serbia and Montenegro2 ABSTRACT During hydrobiological investigations of diversity of rivers and brooks of Serbia and Montenegro, new records of Ephemeroptera species, Epeorus yougoslavicus (12) was ascertained, in period from 2000 to 2005 years. The find of this species, except that it en- riches diversity of Ephemeroptera fauna of Serbia and Montenegro, is also important for knowledge of distributions of this species. New biotopes of this species in Gobeljska River on Kopaonik Mountain represents the most northward border of its areal, known until now. On all bitopes where it was found in Serbia and Montenegro, the species occurs in very rare populations, that is a case and with its other until now known finds on Balkan and Apennine peninsula. Small populations and mutually isolated bitope can be taken as parameters on which this species can be consider as endangered for territory of Serbia and Montenegro. Introduction During long-year investigations of aquatic ecosystems of Serbia and Montenegro and with aim of identification of rare and en- dangered taxons of macroinvertebrates, the new find of Ephemeroptera species was ascertained, previously known under the name Iron yougoslavicus and now under the present accepted name Epeorus yougo- slavicus. The find of this species is new for Ephemeroptera fauna of Serbia and Mon- tenegro, and it is stated on two localities in basin of South and West Morava river (Serbia) and one locality in upper course of Moraca river (Montenegro). Until now, the species was known from mountain streams of Macedonia (12, 5), Bosnia and Herzegovina (10), Greece (8), Bulgaria (11), south and south-east part of Italia and Sicilia (1). On all mentioned previous occurrences on territory of Balkan and Apennine penin- sula, the species was ascertained in moun- tain area in upper courses of rivers and streams. Beside that, on all occurrences, populations of this species are small in number and were recorded on mutually distant localities, so this species can be consider as rare, but because of its steno- valent as endangered, also. Materials and Methods In period from 2000 to 2005 years, com- plete investigations of diversity of aquatic ecosystems of Serbia were performed, in scope of project „Ex-situ protection of aquatic ecosystem biodiversity of Serbia“. This project also, included formation of data base about biodiversity of land waters of Serbia, so that data about 916 aquatic residences of all types of land waters are included. It was recorded and described 1190 taxons of macroinvertebrates in pe- riod from 1873 to 2005 years. In Ephemero- Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 20/2006/2 68 TABLE 1 Lenght body of larvae: Epeorus yougoslavicus (out of cerc) from Serbia and Montenegro river Serbia Montenegro Masurička river 13.07.2003 Masurička river 20.08.2005. Gobeljska river 12.08.2005. Morača river Body size (mm) 8.7 7.1 8.86 / 7.8 / 8.1 8,1 ptera group, 97 species were identified. Sampling was done by benthic net ac- cording to Surbrer, in time interval of 5 minutes. Material was fixed in 4% formal- dehyde. Identified specimens were com- pared with collection of Museum of Nature in Skopje and determined on the base of descriptions which were done by Šamal (12) and Ikonomov (5, 6). Material from rivers of Montenegro was collected by collaborators of Faculty of Science, Department of biology in Podgo- rica. Determined material was storaged and it is now in collection of Faculty of Science in Kragujevac, under the code AK-111. Results and Discussion First find of larvae of species Epeorus yougoslavicus on teritory of Serbia was recorded on locality of upper course of Masuricka river (42º 36.170' N; 22º 14.561' E), in 13th Jule 2003. There was found only one larvae of Epeorus yougoslavicus (12). On the same locality was found just one more larvae, in 20th August 2005. Except locality on Masuricka river, three larvae of this species were found during investigations of running waters of NP Kopaonik in upper course of Gobeljska River (43º 23.037` N; 20º 47.397` E), in 12th august 2005 year. From collected material on teritory of Montenegro, from localities of upper course of Moraca river, only one larvae of this species was found. (N ?; E ?) Dimensions of found bodies and deter- mined larvae of species Epeorus yougo- slavicus are presented in Table 1. Lenght of cerci of larvae of Epeorus yougoslavicus (12) that was found in Gobeljska river is 12.1 mm, while at rest speciments cerci were more or less damaged during preparation. Adult forms of species Epeorus yougoslavicus (12) were not recorded at investigated localities. Under data represented of Table 1. to see dimensions of larvae body smal at larvae represented in Macedonia (13). However, all other characteristics of larvae, such as: form and size of head, “film” of filament on front side of head shield, form of protho- rax, characteristic distribution of hairs on cerci, morphology of mandible, maxilla with maxilar palp and specially morpholo- gy of gills, correspond to description that was given by mentioned authors. Abiotic characteristics of biotopes of species Epeorus yougoslavicus (12) on territory of Serbia and Montenegro are presented in Table 2. The species Epeorus yougoslavicus (12) was first described by Šamal (12, 13) on the base of catched larvae and adults in streams of upper course of river at Corab mountain (Macedonia). Šamal described this species as new for science and under the name Iron jugoslavicucus, which is the first original name of this new species of Ephemeroptera. Ikonomov (5, 7) has recorded new finds of species Iron jugoslavicus for teritory of Macedonia, primarily in mountain areas of Šar mountain (altitude above 1200m), but in upper course of Vardar and Crni Drim. Vidinova (11) quoted finds of this species for mountain areas of Vitosa, Rila, Pirina and mid parts of Stara planina, in study of insect diversity of Bulgaria. The same author this species considers very rare and endemic, for Bulgaria, as well as for Bal- kan Peninsula. During expedition through Albania, from collected material, Puthz (8, 9) has recorded finds of this species for terri- tory of Greece, but he put it in genus Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 20/2006/2 69 TABLE 2 Abiotic characteristics of biotopes of species Epeorus yougoslavicus (Šamal, 1935) (Serbia and Montenegro) Parameters / Biotopes Masurička river Gobeljska river Morača river date 13.07.2003. 20.08.2005 12.08.2005. Altitude sea-level (m) 1050 1300 1400 Width river (m) 4 5 3 Depth river (m) 0.1-0.60 0.15-0.40 0.20 – 0,60 Velocity (m/s) 1,6 1,5 1,9 Bottom characteristics (%) rock- 50 stone – 40 others - 10 rock- 70 stone – 20 others - 10 rock- 70 stone – 25 others - 5 Temperature (ºC) 15.2 13.9 15.1 13,6 pH value 7.2 7.01 7.54 7,43 Conductivity (µS/cm3) 60 77 130 90 Oxygen (mg/l) 8.14 11.6 9.94 11,6 Oxygen (%) 95.8 98.8 102.8 100.7 Epeorus. Also, Baurenfeind (4) quotes finds of species Epeorus yougoslavicus for territory of Greece. Tanasijević (10) has reported finds of larvae and subimage of species Epeorus yougoslavicus in upper course of Neretva river (Bosnia and Herze- govina). Braasch (1) and Belfiore (3) has identified species Iron yougoslavicus in mountain streams of south Italia and Si- cilia, and by that extends its area of diffu- sion and out Balkan peninsula. For area of south Italia and Sicilia, Belfiore & Antonio (2) in list of species also, quote finds of larvae of imaga of Epeorus yougoslavicus, in biogeographical study of Ephemeroptera. From given review, it can be seen that some authors align Ephemeroptera species Epeorus yougoslavicus taxonomically dif- ferent, with respect to belonging to corres- ponding genus. At first, species was de- scribed in genus Iron, but according to most authors its present taxonomic state is in genus Epeorus. Under the taxonomic nomenclature species Epeorus yougoslavi- cus was included in data base Fauna of Europe (www.faunaeur.org), with annotation that it was at first described in genus Iron. In the data base – Fauna of Europe – dis- tribution of species Epeorus yougoslavicus is quoted, where also territory of Serbia and Montenegro is mentioned, but about that there was not any written evidence until to results of this study. New data about finds of this species for Serbia and Montenegro extend its areal of diffusion on Balkan Peninsula, and at the same time, its new biotope in Gobeljska River on Kopaonik Mountain is its endmost north- west border of distribution that is known until now (Fig. 2). According to already mentioned investi- gations (12, 7, 8, 1) species Epeorus you- goslavicus (12) is classified in stenovalent forms, before all in respect to temperature, oxigen and speed of water stream, that is confirmed on the base of our investigation, too (Table 2). The finds of this species in waters of Serbia and Montenegro (Masurička river, Gobeljska river, Morača river) confirm states that it populates area of upper and mid ritron, and on the altitude from 1000 to 1500m (Table 2). State of population of Epeorus yougo- slavicus (12) in waters of Serbia and Monte- negro generally corresponds to state of populations from other teritory (Bulgaria, Greece, Macedonia, Italia, Sicilia). The inves- tigations have showed that this species also occures rarely and occasionally in our Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 20/2006/2 70 waters, and that the areas of rivers where it occurs are relatively small and limited. On the base of present results, and before all because of small number populations and relatively mutually distant and isolated biotopes, as well as stenovalent (7), this species can be considered endangered for territory of Serbia and Montenegro. De- tailed investigations of populations of the species in the waters of Serbia and Monte- negro will indicate on category of endan- gering, and by that on corresponding mea- sures of protection. Acknowldgements This work was supported by the Directo- rate for Environmental Protection of the Ministry of Science and Environmental Protection of the Republic of Serbia (Pro- ject “ Ex situ protection of biodiversity of aquatic ecosystems of Serbia). The authors gratefully acknowledgements the valuable support by the Museum for Natural History Skopje, and Phd. Vladimir Krpac. We would like to thanks to the colleagues from the Faculty of Science, University of Pod- gorica , for material of bottom fauna. A B Effectivelly size 8.86mm Increase 4,28 C D Fig. 1. Epeorus yougoslavicus (12), larva: A, B – dorsal view; C,D- ventral view. (exemplars from Gobeljska river, National Park Kopaonik). Biotechnol. & Biotechnol. Eq. 20/2006/2 71 Fig. 2. Distribution Epeorus yougoslavicus (12). A – Europe, B- Serbia and Montenegro. know records, Epeorus yougoslavicus; new records, Epeorus yougoslavicus. REFERENCES 1. Braasch D. (1980) Faun. Abh. Mus. Tierk. Dresden, 8, p. 81. 2. Belfiore C., D’ Antonio C. (1991) Faunistic, taxonomic, and biogeographical studies of Epheme- roptera from southern Italy. S. 253-261. In: Overview and Strategies of Ephemeroptera and Alba- tercedor, (A.S. Ortega, Ed.), Sandhill Crane Press, Inc., Gainesville. 3. Belfiore C. (1986) Aguatic Insects, 8(4), 191-195. 4. Bauernfeind E. (2003). The mayflies of Greece (Insecta: Ephemeroptera) – A provisional check-list. Research Update on Ephemeroptera & Plecoptera 2003, (E. Gaino, Ed.), University of Perugia, Perugia, Italy. (www. famu.edu/acad/research/mayfl…) 5. Ikonomov P. (1954) Fragmenta Balcanica Mus. Maced. Scient. Natur., I(1) 41-67, Skopje. 6. Ikonomov P. (1959) Ephemeroptera na Makedonija. Sistematika i faunistika, Doktorska disertacija. PMF na Univerzitet Tetovo, Skopje. 7. Ikonomov P. (1960) Acta Mus. Maced. Scient. Natur., 7(3), p. 63, Skopje. 8. Puthz V. (1980) Beitr. Ent., 30(2), 345-355. 9. Puthz V. (1974) Einige Ephemeropteren aus Jugoslawien, vorwiegend aus Montenegro und Serbien (Insecta, Ephemeroptera). Ac. rer. natur. mus. nat. Slov. XIX, 2, Bratislava. 10. Tanasijević M. (1978). God. Biol. Inst. Universitet u Sarajevu, 31, 243-246. 11. Vidinova Y. (2003) Contribution to the study of mayfly fauna (Ephemeroptera) in Bulgaria. Research Update on Ephemeroptera & Plecoptera 2003, (E. Gaino, Ed.), University of Perugia, Perugia, Italy. p. 159. (www. famu.edu/acad/research/mayfl…) 12. Šamal J. (1935) Les Ephémères et les Plécop- tèrea des ruisseaux de la Yougoslavie méridionale. Verh. int. Verein. theor. angew. Limnol. 7. 13. Šamal J. (1939) Iron jugoslavicus nov. spec. Bulletin de la Société Scientifique de Skopje. Extrait XX tome. 90-95. A A B