linee guida per la predisposizione di sistemi di gestione ... · delle acque e dei sedimenti...

LINEE GUIDA per la predisposizione di sistemi di gestione ambientale secondo i requisiti del Regolamento EMAS II di strutture

turistiche importanti (Porticcioli Turistici e Campi da Golf) integrati con i sistemi di gestione ambientale e con i processi

di Agenda 21 Locale degli Enti Locali

“Indicatori per la valutazione dello stato ambientale delle acque e

dei sedimenti dei porticcioli turistici”

Autori

Dott.sa Mariapaola Moreno, Dott.ssa Valentina Marin, Dott.ssa Chiara Paoli, Dott. Paolo Vassallo, Dott. Luigi Vezzulli,

Prof. Mauro Fabiano

Ottobre 2006

Università di Genova DIP.TE.RIS

M. Moreno, V. Marin, C. Paoli, P. Vassallo, L. Vezzulli e M. Fabiano DIP.TE.RIS. – Università degli Studi di Genova

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Il bacino portuale, per la sua stessa natura e conformazione, è il corpo recettore finale di numerose sostanze che possono determinare situazioni di minore o maggiore criticità ambientale, fino a portare, in alcuni casi, a profonde alterazioni degli equilibri dinamici alla base del funzionamento dell’ecosistema portuale, compromettendolo in maniera grave. Tali sostanze possono essere sia naturali sia di origine antropica ed il loro accumulo, in questi ambienti a basso idrodinamismo, può essere causa di numerosi effetti negativi che, oltre ad interessare l’ambiente marino, possono influenzare profondamente la gestione stessa della struttura portuale. Ricordiamo, fra gli altri, le complicazioni gestionali dovute ai cattivi odori, alla presenza di rifiuti galleggianti e schiume sulla superficie delle acque, od ancora all’intensificazione dei processi degenerativi a carico delle strutture portuali, e così via.

L’inquinamento dei bacini portuali può essere generalmente ricollegato alle numerose attività antropiche presenti nel porticciolo turistico o che insistono sull’area costiera limitrofa. Gli effetti di tali pressioni antropiche, tuttavia, possono risultare più o meno significativi a seconda della presenza di alcune condizioni “peggiorative”, legate al clima (venti, correnti, regime di marea, stratificazione termica del corpo idrico, ecc...) ed alla morfologia del porto (forma, dimensione, tortuosità, tasso di rinnovo delle acque, ecc...). La conoscenza specifica di queste problematiche risulta fondamentalenon solo nella fase di progettazione di un porticciolo, ma anche per definire il grado di predisposizione al verificarsi di situazioni di alterazione ambientale al fine di dotarsi di idonee pratiche gestionali e infine per individuare in un porto già esistente le aree potenzialmente critiche da sottoporre a maggiori controlli ambientali o ad azioni di recupero.

La determinazione della qualità ambientale in mare viene normalmente effettuata tramite appositi monitoraggi, che prevedono il campionamento e l’analisi periodica di determinati parametri ambientali. Monitoraggi dettagliati e ravvicinati possono fornire informazioni precise e di grande utilità per una buona gestione, ma al tempo stesso costituiscono uno sforzo rilevante, sia dal punto di vista economico che organizzativo. In questo senso, anziché proporre un unico approccio per la valutazione della qualità ambientale, nell’ambito del progetto PHAROS si è cercato di identificare soluzioni diversificate, caratterizzate da diversi gradi di accuratezza e applicabilità, utilizzabili da parte dei gestori a seconda delle condizioni specifiche della propria struttura. Infatti, per ottenere i migliori risultati, in base alle peculiarità e potenzialità dei diversi porticcioli, è necessario che le strutture stesse definiscano una propria metodologia di monitoraggio specifica, volta alla valutazione della qualità delle acque e dei sedimenti e all’individuazione di eventuali situazioni di criticità nell’ambito del bacino portuale.

Alla luce di queste considerazioni, nelle pagine seguenti verranno proposti:

• Un set di indicatori specifici per la valutazione dello stato di qualità ambientale delle acque e dei sedimenti portuali, con schede specifiche per ogni indicatore riportanti una breve descrizione, le soglie utilizzabili per la valutazione del livello di criticità ed alcune note di approfondimento (pagg. 5-30);

• Tre protocolli di monitoraggio per la determinazione della qualità ambientale nei porticcioli turistici a diversi livelli di applicabilità e accuratezza, a partire da un set di indicatori di facile applicabilità da parte dei gestori, fino ad arrivare ad un protocollo di monitoraggio ottimale con indicatori di maggiore precisione e sensibilità che garantiscono una maggiore significatività nell’analisi dello stato dell’ambiente (pagg. 31-34).

• Applicazione di un piano di monitoraggio di terzo livello a due casi studio (Marina degli Aregai a Santo Stefano al mare e Portosole a Sanremo; pagg 35-108).

Gli indicatori proposti e utilizzati nell’applicazione sono stati riuniti per semplicità in tre diversi gruppi, che si riferiscono ai tre principali rischi riscontrabili in un ambiente portuale:


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Rischio di Distrofia: stato di alterazione dell’ambiente marino causato da eccessivi accumuli di sostanza organica che porta a situazioni di ipossia/anossia dell’acqua e del sedimento, allo sviluppo di cattivi odori legati alla liberazione di solfuri, a morie di organismi bentonici ed, in casi estremi, di pesci;

Rischio Chimico: legato all’accumulo nelle acque e nei sedimenti di sostanze di origine antropica quali metalli, idrocarburi, PCB, ecc... che possono provocare danni sia sui singoli organismi marini che su tutto l’ecosistema;

Rischio Igienico-Sanitario: legato alla presenza di microorganismi potenzialmente patogeni per l’uomo, in grado di fungere da vettori di infezione, rivestendo quindi interesse per la tutela della salute pubblica.

Le tre categorie di rischio possono essere relazionate ad alcuni fattori causali tipici dell’ambiente portuale. Qui di seguito vengono riportate alcuni dei più significativi:

Rischio di distrofia Elevate immissioni e produzioni di sostanza organica nella colonna d’acqua/sedimento Stratificazione termica del corpo idrico Scarso rinnovo delle acque Presenza di immissioni fluviali Pressioni antropiche (scarichi di origine fognaria, acquacoltura, n° di imbarcazioni, ecc...)

Rischio Chimico

Scarichi industriali Attività cantieristiche Stazioni di rifornimento di carburante Acque di dilavamento di piazzali e banchine Acque di percolazione di terreni agricoli Emissione diffusa e/o accidentale da natanti (vernici, oli e combustibili) Grado di attività del porticciolo (n° di imbarcazioni, ecc...)

Rischio Igienico-Sanitario

Scarichi di origine fognaria Acque di percolazione da allevamenti Acquacoltura Grado di attività del porticciolo (scarichi accidentali, ecc...)

Gli indicatori proposti per il rischio chimico e per il rischio igienico-sanitario possono, in linea generale, essere considerati altamente informativi e permettono di riconoscere in modo preciso eventuali condizioni critiche. Questo consente una più accurata definizione dei valori soglia, spesso riportati nelle normative vigenti, garantendo anche una migliore esportabilità degli indicatori. Per quanto riguarda, invece, il problema del rischio distrofia, gli indicatori proposti e le soglie suggerite costituiscono il miglior compromesso possibile fra applicabilità ed informatività attualmente raggiungibile. Tuttavia, mentre le prime due categorie fanno riferimento alla presenza dell’agente inquinante, quest’ultima informa, sia a livello strutturale che funzionale, sullo stato di salute della comunità o del sistema bersaglio. Un discorso analogo può essere fatto per quanto riguarda gli indicatori che si riferiscono alle comunità bentoniche e all’ecotossicologia.

E’ evidente che in prospettiva un approccio che consideri, oltre all’inquinamento chimico e microbiologico, anche lo stato ecologico dell’ambiente sia il più significativo, così come messo in evidenza dalla stessa L. 152/99. Gli indicatori proposti per il rischio di distrofia e per la valutazione dello stato delle comunità bentoniche, benchè siano sicuramente di minor applicabilità, risultano la classe di indicatori più idonea ad una indagine ambientale più approfondita. Tuttavia i margini di sviluppo di questa tematica sono ancora ampi e la ricerca


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per l’individuazione di nuovi indicatori di tipo funzionale o di tipo olistico deve, a nostro parere, essere adeguatamente intensificata.

Gli indicatori riportati, per ogni tipologia di rischio, derivano da una accurata cernita tra gli indicatori utilizzati e suggeriti in letteratura per la valutazione dello stato dell’ambiente marino e costiero. Le principali fonti sono riportate nelle schede tecniche e fra queste sono incluse: normative a livello europeo e/o italiano per i monitoraggi di tipo routinario in ambiente marino e costiero (controllo acque di balneazione - D.P.R. 470/82 e ss.mm. e ii.; programma di monitoraggio per l’ambiente marino e costiero - D.Lgs.152/99 e L.979/82 - monitoraggio ministeriale; monitoraggio per la qualità delle acque destinate alla molluschicoltura - D.Lgs 131/92 e D.Lgs. 152/99, allegato 2/C); relazioni tecniche di istituzioni internazionali; ricerche scientifiche; letteratura scientifica; ecc... Non esistendo una normativa specifica per il monitoraggio delle acque portuali, solo alcuni degli indicatori qui proposti sono stati effettivamente impiegati in studi sulla qualità ambientale delle acque e dei fondali dei porticcioli e nella maggior parte dei casi in modo puntuale e discontinuo.

Le schede tecniche in cui sono riportati gli indicatori, con relative indicazioni sulle metodiche di campionamento ed analisi, sui valori soglia ed sull’utilizzo, sono inoltre suddivise in due macrocategorie: indicatori per il comparto acquatico ed indicatori per il comparto sedimentario. Nella valutazione dello stato ambientale è infatti di notevole importanza analizzare entrambi i comparti in quanto offrono informazioni differenti e complementari.

Il comparto acquatico rappresenta la situazione attuale, specifica del momento del campionamento; questo comparto risulta, infatti, altamente variabile, rispondendo in tempi brevi alle variazioni delle caratteristiche climatiche, ambientali ed antropiche. Inoltre è il comparto in cui può essere operato il primo livello di monitoraggio (� vedi sezione finale del documento).

Il comparto sedimentario in ambiente marino, e in particolare nelle aree di accumulo, può essere considerato come un registratore ed integratore temporale di ciò che succede nella colonna d’acqua, fungendo da trappola per il materiale sospeso in particolare per la materia organica sia di origine autoctona (interna al sistema) che alloctona (origine esterna al sistema). Per tale motivo, una grande varietà di composti inquinanti, i sali nutritivi e la sostanza organica, si trovano in concentrazioni maggiori nel sedimento rispetto alla colonna d’acqua.

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DO Indicatore: Concentrazioni di Ossigeno Disciolto (DO)

La quantità di ossigeno disciolto presente nella colonna d’acqua è spesso sinonimo di

naturalità e conferisce la capacità del corpo idrico nel supportare gran parte della vita

animale e vegetale. Puo’ essere misurato come concentrazione di ossigeno o come

percentuale di saturazione.

Valori limite: Condizioni ottimali: DO > 60%; DO > 5.0 mg/l

Condizioni intermedie: 40% < DO < 60%; 3 < DO < 5 mg/l

Condizioni pessime: DO< 40%; DO < 3 mg/l

Utilizzo: - Controllo acque di balneazione (D.P.R. 470/82 e ss.mm. e ii.)

- Programma di monitoraggio per l’ambiente marino e costiero ai sensi del D.Lgs.152/99 e della L.979/82 (monitoraggio ministeriale)

- Monitoraggio per la qualità delle acque destinate alla molluschicoltura (D.Lgs 131/92 e successivamente D.Lgs. 152/99, allegato 2/C)

- RAMOGE – Valutazione dell’impatto dei porticcioli turistici sulla qualità delle acque costiere – 2000.

- Massachusetts office of Coastal zone management – Technical Report – Gloucester harbour characterization - 2004.

Note e commenti: La concentrazione di ossigeno disciolto nella colonna d’acqua è un parametro comunemente

considerato nelle normative e impiegato nei programmi di monitoraggio per la valutazione

della qualità delle acque marino-costiere. Riteniamo che la sua misurazione sia di

fondamentale importanza per una caratterizzazione basilare delle condizioni generali del

corpo idrico e delle comunità biotiche, soprattutto in un ambiente facilmente soggetto ad

anossie, come l’ecosistema portuale.

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BOD Indicatore: Domanda biologica di ossigeno

La quantità di ossigeno disciolto richiesta per decomporre la materia organica presente nel

corpo d’acqua (di origine naturale o antropica) può essere misurata come richiesta biologica

di ossigeno da parte del corpo d’acqua.

Valori limite:

Condizioni ottimali: BOD < 1.5 mg/l

Condizioni intermedie: 1.5 < BOD < 2 mg/l

Condizioni pessime: BOD >2 mg/l

Utilizzo:

- Environmental Protection Agency (EPA) – National Management Measures to Control Nonpoint Source Pollution from Marinas and Recreational Boating – 2001

Note e commenti: Questo parametro, normalmente utilizzato per il controllo della conformità degli scarichi (LR

43/95, DLgs 152/99 e a livello europeo nelle direttive UWWTD, 2001) viene qui proposto per

la valutazione del rischio di distrofia in ambiente portuale, in quanto particolarmente adatto

per evidenziare le possibili situazioni critiche legate all’arricchimento organico.

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OM & BPC Indicatore:

Concentrazione sostanza organica totale (OM) o biopolimerica (BPC)

espressa come somma del contenuto di carbonio di proteine, lipidi e

carboidrati.

La quantità di sostanza organica biopolimerica particellata presente nella colonna d’acqua è

un importante indicatore dello stato trofico del sistema in esame. Cambiamenti dello stato

trofico possono essere misurati in funzione della composizione della sostanza organica, ad

esempio come variazioni del rapporto fra proteine e carboidrati (PRT/CHO) piuttosto che in

termini di quantità di sostanza organica totale.

Valori limite: Condizioni ottimali: PRT < 0.082 mg/l; CHO < 0.077 mg/l

Condizioni intermedie: 0.082 < PRT < 1.000 mg/l; 0.077 < CHO < 0.760 mg/l

Condizioni pessime: PRT > 1.000 mg/l; CHO > 0.760 mg/l

Utilizzo: - Programma di monitoraggio per l’ambiente marino e costiero ai sensi del D.Lgs.152/99

e della L.979/82 (monitoraggio ministeriale) (Carbonio organico)

- Fabiano et al., 1995. Temporal trend analysis of the elemental composition of the sediment organic matter in subtidal sandy sediments of the Ligurian Sea (NW Mediterranean): a three years study. Cont. Shelf. Res. 15: 1453-1469.

- Dell’Anno et al., 2002. Assessing the trophic state and eutrophication of coastal marine systems: a new approach based on the biochemical composition of sediment organic matter. Mar. Pol. Bul., 44: 611-622.

Note e commenti

I carichi di sostanza organica permettono la classificazione dello strato trofico dei sedimenti marini. Cambiamenti nello stato trofico dei sedimenti sono più evidenti in termini della composizione della sostanza organica (PRT/CHO) piuttosto che in termini di concentrazioni. Non vengono riportati in questa sede i limiti per questi rapporti perchè al momento scarsi sono gli studi effettuati sulla loro applicazione in ambiente portuale ma riteniamo che un valore pari a 3 sia un possibile livello discriminante fra condizioni discrete e critiche dei sedimenti. Questo indicatore rende conto della qualità della sostanza organica, fornendo quindi un informazione che possiamo ritenere non di base ma di eventuale approfomdimento.

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NUTRIENTI Indicatore:

Concentrazioni di nutrienti (Azoto, Fosforo) disciolti nella colonna

d’acqua.

La quantità di nutrienti presenti nella colonna d’acqua è un indicatore dello stato trofico del

sistema in esame.

Valori limite: Condizioni ottimali: NO3 < 0.6 µg/l; NO2 < 0.1 µg/l; NH3 <2.0 µg/l; PO4 < 0.05 µg/l

Condizioni intermedie: 0.6 < NO3 < 1.4 µg/l; 0.1 < NO2 < 0.7 µg/l; 2.0 < NH3 < 3.8 µg/l;

0.05 < PO4 < 7.2 µg/l

Condizioni pessime: NO3 > 1.4 µg/l; NO2 > 0.7 µg/l; NH3 > 3.8 µg/l; PO4 > 7.2 µg/l

Utilizzo:

- Programma di monitoraggio per l’ambiente marino e costiero ai sensi del D.Lgs.152/99 e della L.979/82 (monitoraggio ministeriale) (Ortofosfati, P totale, N totale, N nitrico, N ammoniacale, N nitroso)

- RAMOGE – Valutazione dell’impatto dei porticcioli turistici sulla qualità delle acque costiere 2000.

- Marine technical report n° 5, University of Rhode Island. Ecology of small boat marinas. W. Nixon, CA. Oviatt, SL. Northby, 1973

Note e commenti: A causa del basso idrodinamismo tipico degli ambienti portuali e all’eccessivo arricchimento

di sostanze nutritive a causa dei numerosi apporti naturali ed antropici, le concentrazioni di

nutrienti possono raggiungere valori estremamente elevati. Il il più rappresentativo delle

condizioni dell’ambiente portuale è la concentrazione di ammoniaca (NH3), perche’ nelle

acque scarsamente ossigenate è la forma azotata più abbondante. Inoltre, per le condizioni

estreme della massa d’acqua, i valori del rapporto N (NO2 + NO3) / P (PO4) risultano

mediamente molto diversi da quelli riscontrati nelle acque superficiali esterne al porto.

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CLOROFILLA-a e FEOPIGMENTI Indicatore:

Concentrazioni di pigmenti clorofilliani attivi (clorofilla-a) e non attivi

(feopigmenti) nella colonna d’acqua.

La quantità di clorofilla (Chl-a) e feopigmenti (Phaeo) nella colonna d’acqua è un indicatore

dello stato trofico del sistema strettamente relazionato alla quantità di biomassa autotrofa nel

corpo d’acqua.

Valori limite: Condizioni ottimali: 0.3 > Clorofilla-a < 1.6 µg/l

Condizioni intermedie: 1.6 < Clorofilla-a < 2.9 µg/l

Condizioni pessime: Clorofilla-a > 2.9 µg/l


e della L.979/82 (monitoraggio ministeriale) (Chl-a)

- Massachusetts office of Coastal zone management – Technical Report – Gloucester harbour characterization, 2004. (Chl-a)

Note e commenti: Riteniamo che la misura più efficiente per determinare lo stato trofico del sistema portuale

esaminando la concentrazione di pigmenti clorofilliani sia di prendere in considerazione il

rapporto fra pigmenti attivi e quelli non attivi (Chl-a/Phaeo). Questo rapporto identifica la

reale capacità autotrofa della colonna d’acqua, il ruolo del detrito vegetale e quindi le

condizioni di sofferenza della comunità autotrofa. Non vengono riportati in questa sede i limiti

per questi rapporti perchè al momento scarsi sono gli studi effettuati sulla loro applicazione

in ambiente portuale.

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TRIX Indicatore:

Indicatore ricavato dal bilancio fra ossigeno disciolto, clorofilla e

nutrienti nella colonna d’acqua.

I valori ottenuti dall’applicazione dell’indicatore TRIX forniscono i diversi livelli dello stato

ambientale del corpo idrico. Viene di seguito riportata la formula per l’applicazione dell’indice

trofico TRIX :

Indice Trofico TRIX = (Log(Chl-a · |DO%| · N · P) - (-1.5)) / 1.2.

Valori limite: Numericamente il valore TRIX può variare da 0 a 10, andando dalla oligotrofia (0;

acque scarsamente produttive tipiche del mare aperto) alla ipereutrofia (10; acque

fortemente produttive tipiche di aree costiere eutrofizzate).

Per la determinazione dello stato ambientale delle acque fare riferimento all’allegato

1 del d.lgs 152/99.


e della L.979/82 (monitoraggio ministeriale)

Note e commenti: Sebbene l’indice di stato trofico delle acque TRIX sia attualmente inserito nella normativa

nazionale per il monitoraggio della qualità delle acque costiere molte sono le critiche che

vengono rivolte alla sua significatività ed applicabilità in ambienti con condizioni estreme

(oligotrofi o ipertrofici). Per lo sbilanciamento nei rapporti fra i nutrienti (vedi sopra) e i bassi

valori di ossigeno disciolto, l’applicazione del TRIX non è in grado di discriminare le

differenze fra porti a diverse condizioni e fra le diverse aree che compongono uno stesso

bacino portuale.

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TENSIOATTIVI Indicatore: Concentrazione di tensioattivi

Composti presenti nei detergenti che presentano caratteristiche atte a diminuire la tensione

superficiale. Alcuni tensioattivi sono noti per avere alti effetti nocivi sugli organismi acquatici.

I tensioattivi presentano inoltre alte capacità di galleggiamento e tendono ad accumularsi

all’interfaccia aria-acqua ostacolando il trasferimento dell’ossigeno e facilitando condizioni di

anossia.

Limiti:

Considerare la presenza/assenza di schiume persistenti come soglia di criticità.

Utilizzo: - Controllo acque di balneazione (D.P.R. 470/82 e ss.mm. e ii.)

- RAMOGE – Valutazione dell’impatto dei porticcioli turistici sulla qualità delle acque costiere – 2000.


Note e commenti: Il rilevamento visivo della presenza di schiume è un indicatore di facile applicabilità che può

essere considerato come una “spia di allarme” per la presenza di inquinamento da

tensioattivi. In caso di rilevamento positivo è particolarmente consigliabile monitorare

attentamente le concentrazioni di tensioattivi nei porticcioli, particolarmente qualora siano

presenti attività quali servizio di lavanderia, cantieristica e laddove all’interno del bacino

siano presenti sbocchi di condotte e scarichi fognari.

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METALLI Indicatore: Concentrazione di metalli

Metalli e composti contenenti metalli hanno numerosi impieghi nella gestione di un

porticciolo e nelle operazioni di manutenzione e riparazione delle imbarcazioni. Fra i più

comunemente impiegati: Arsenico (pitture, pesticidi, trattamenti del legno), Zinco (impiego di

anodi per contrastare la corrosione, olio motore), Rame (costituente antifouling), Mercurio

(impiegato in sensori per le pompe), Nichel (pastiglie dei freni e materiale per la

pavimentazione), Cadmio (pastiglie dei freni e batterie). Altri metalli come Alluminio, Ferro,

Cromo e Piombo derivano dalle attività di gestione e dal dilavamento dei moli delle zone di

parcheggio e delle rampe di accesso. Alcuni metalli possono essere assimilati da organismi,

accumulati e trasformati in composti detti organometalli fra i quali Dibutilstagno catione,

Tetrabutilstagno, Tributilstagno, Trifenilstagno, Dicloruro di dibutilstagno.

Valori limite: Per gli standard di qualità delle acque fare riferimento al DM 6-11-2003 n° 367,

tabella 1.1 per i metalli e tabella 1.2 per gli organometalli.




- Marine technical report n° 5, University of Rhode Island. Ecology of small boat marinas. W. Nixon, CA. Oviatt, SL. Northby, 1973

Note e commenti: In linea generale conoscere le concentrazioni di metalli è importante per caratterizzare da un

punto di vista chimico l’ambiente considerato. Tuttavia riteniamo che il monitoraggio possa

limitarsi solo ad alcuni metalli selezionati in base alle attività presenti all’interno del

porticciolo e nelle sue adiacenze. Altra possibilità di selezione potrebbe essere quella di

monitorare i metalli che più fortemente influenzano il livello di salute degli organismi e che

per questo sono considerati negli studi ecotossicologici (Mercurio, Rame, Cromo, Piombo,

ecc...).

Rischio Chimico


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IDROCARBURI (IPA) Indicatore: Concentrazione di idrocarburi policiclici aromatici (IPA)

Gli IPA sono una classe di inquinanti ambientali che derivano dalla combustione di materiale

organico e che sono rilasciati in ambiente da una varietà di attività antropiche. Molte di

queste sostanze sono considerate pericolose per la loro tossicità e per gli effetti mutageni e

cancerogeni. Le possibili fonti di inquinamento da idrocarburi in un porticciolo sono molte.

Fra le più comuni si possono elencare le perdite da stazioni di rifornimento, operazioni di

manutenzione e riparazione di motori, dilavamento delle superfici del porticciolo e delle aree

adiacenti, utilizzo di motori a scoppio. Gli idrocarburi sono presenti infatti in combustibili,

lubrificanti, ingrassanti, olio, solventi e detergenti.

Valori limite:

Per gli standard di qualità delle acque in relazione alle concentrazione di idrocarburi

fare riferimento al DM 6-11-2003 n° 367, tabelle 1.3.

Utilizzo:

- Controllo acque di balneazione (D.P.R. 470/82 e ss.mm. e ii.) (Fenoli)


- RAMOGE – Valutazione dell’impatto dei porticcioli turistici sulla qualità delle acque costiere – 2000. (idrocarburi totali, IPA)


Note e commenti: L’inquinamento da IPA all’interno di un porticciolo può avere molteplici fonti e numerosi

effetti negativi sull’ambiente marino. Si ritiene quindi indispensabile un attento monitoraggio

delle concentrazioni di IPA nell’acqua e nel sedimento dei porticcioli. Particolare attenzione

deve essere rivolta a questi composti nel caso in cui sia presente all’interno del bacino una

stazione di rifornimento di carburante.

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PESTICIDI Indicatore: Concentrazione dei principi attivi dei pesticidi nella colonna d’acqua.

I pesticidi sono classificati come composti organici volatili e includono una varietà di

composti chimici in diverse forme. I pesticidi sono sostanze inquinanti, fondamentalmente

tossici, comunemente contenute in insetticidi, tarmicidi, fungicidi, topicidi e disinfettanti vari.

Valori limite: Per gli standard di qualità delle acque in relazione alle concentrazione di pesticidi

fare riferimento al DM 6-11-2003 n° 367, tabelle 1.8.

Utilizzo:


Note e commenti: Questi composti inquinanti non dovrebbero influenzare fortemente la qualità chimica delle

acque di un porticciolo; tuttavia occorre considerare la presenza di attività produttive (i.e.

floricoltura, ecc) in prossimità del porticciolo che potrebbero rilasciare concentrazioni

significative di pesticidi trasportate poi nel bacino portuale dalle acque di dilavamento.

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OLI MINERALI Indicatore: Presenza di pellicola iridescente

La presenza di oli minerali in acqua deriva dall'impiego di oli lubrificanti, da rilasci di natanti o

secondariamente da attività industriali e si manifesta come una sottile pellicola iridescente

che, oltre a ridurre il valore estetico, può impedire gli scambi di ossigeno con possibili effetti

negativi per gli organismi viventi

Valori limite: Presenza persistente e/o diffusa

Utilizzo:

- Controllo acque di balneazione (D.P.R. 470/82 e ss.mm. e ii.) (Oli minerali)

Note e commenti: Il rilevamento visivo della presenza di una pellicola iridescente è un indicatore di facile

applicabilità che può essere considerato come una “spia di allarme” per la presenza di

inquinamento sia di idrocarburi che di oli minerali. In caso di rilevamento positivo persistente

e/o diffuso è particolarmente consigliabile monitorare attentamente le concentrazioni di

entrambe queste sostanze. Per gli oli minerali è possibile considerare il valore soglia di 0.5

mg/l come suggerito dalla normativa per le acque di balneazione, pur considerando il limite

come puramente indicativo in quanto stabilito per un diverso utilizzo delle acque.

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INDICATORI DI CONTAMINAZIONE FECALE Indicatore: Coliformi totali, Coliformi fecali, Escherichia coli, Streptococchi fecali

(o enterococchi)

I parametri microbiologici proposti non sono microrganismi patogeni e non costituiscono una

minaccia diretta dal punto di vista igienico-sanitario. Tuttavia, la loro presenza in acqua di

mare è collegata a fenomeni di contaminazione fecale ed è quindi indicatrice della possibile

presenza di vari microrganismi patogeni. Infatti, le acque reflue sono caratterizzate, fra

l’altro, da elevate cariche batteriche con possibile presenza di patogeni batterici ed agenti

virali. Proprio per questa loro caratteristica, l’inquinamento microbiologico da scarichi fognari

può costituire una seria minaccia igienico-sanitaria, soprattutto per la salute dei bagnanti.

Valori limite: Per le metodiche analitiche e gli standard di qualità delle acque in relazione alla presenza di indicatori di contaminazione fecale fare riferimento alla normativa europea (Dir. 76/160/CEE) e nazionale (D.P.R. 470/82 ss.mm. e ii.) per la qualità delle acque di balneazione. E’ possibile utilizzare i valori guida ed i valori imperativi della direttiva europea per stabilire tre diversi livelli di rischio (nullo, intermedio, alto).

Utilizzo:

- Controllo acque di balneazione (D.P.R. 470/82 e ss.mm. e ii.) (Coliformi totali, coliformi fecali, streptococchi fecali)

- Programma di monitoraggio per l’ambiente marino e costiero ai sensi del D.Lgs.152/99 e della L.979/82 (monitoraggio ministeriale) (Enterococchi)

- RAMOGE – Valutazione dell’impatto dei porticcioli turistici sulla qualità delle acque costiere – 2000. (E.coli, Enterococchi)

Note e commenti: Poiché la normativa non è strettamente applicabile nei porticcioli (zone non balneabili), questi indicatori non sono monitorati per legge all’interno dei bacini portuali ed il superamento dei limiti non costituisce in alcun caso una violazione della normativa, ma deve essere considerata come indicazione di massima sul rischio igienico-sanitario. La presenza di tale rischio assumerà significati diversi a seconda della posizione del porticciolo e della sua eventuale vicinanza ad aree balneabili. Nel 2002 il Parlamento Europeo e il Consiglio dell’UE hanno emanato una proposta per una nuova Direttiva sulla qualità delle acque per la balneazione, nella quale vengono considerati come indicatori solo E.coli e gli enterococchi intestinali e vengono suggeriti nuovi limiti. Si consiglia di considerare questi come parametri minimi necessari per la valutazione della contaminazione microbiologica delle acque.

Rischio Distrofia


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MICRORGANISMI PATOGENI Indicatore: Batteri: Vibrio cholerae, Vibrio parahaemolyticus, Vibrio vulnificus,

Salmonella spp.

Questi microorganismi appartengono a due gruppi di patogeni microbici di rilievo per la

salute pubblica: Vibrio parahaemolyticus, Vibrio cholerae e Vibrio vulnificus sono

naturalmente presenti nell’ambiente, mentre Salmonella spp. deriva dalle contaminazioni

ambientali, da escrementi di animali domestici e/o da rifiuti umani.

Valori limite: Valutare Presenza/Assenza e considerare quindi la presenza di questi

microrganismi patogeni come situazione di possibile rischio igienico-sanitario.

Utilizzo: - Controllo acque di balneazione (D.P.R. 470/82 e ss.mm. e ii.) (Salmonella spp.)

Note e commenti: La determinazione della presenza di questi batteri in ambito portuale rappresenta già un

elevato grado di accuratezza del monitoraggio e quindi può essere subordinata al sospetto

della loro presenza, così come avviene già per Salmonella spp. secondo la legislazione

vigente per le acque di balneazione, o al verificarsi di condizioni particolari, quali la presenza

nelle acque portuali o nelle immediate vicinanze di impianti di mitilocoltura o acquacoltura.

Rischio Distrofia


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Eh Indicatore:

Potenziale di ossido-riduzione o profondità dello strato di discontinuità

del potenziale Redox (RPD).

Il potenziale di ossidoriduzione nei sedimenti è relazionato a processi fisici, chimici, biologici

ed indica le condizioni di anossia del sedimento. La misurazione di questa variabile può

essere considerata un’informazione di base nella caratterizzazione del microclima

sedimentario a cui la fauna è esposta; può essere inoltre impiegato per analizzare gli effetti

esercitati sul substrato dagli organismi epifiti e dal carico organico generato sia da processi

naturali sia da sorgenti di inquinamento.

Valori limite: Condizioni ottimali: Eh > 200 mV (Sedimento Ossico)

Condizioni intermedie: 0 < Eh < 200 mV (Sedimento Ipossico)

Condizioni pessime: Eh < 0 mV (Sedimento Anossico)

Utilizzo: - Fresi et al., 1981. In situ Eh measurement in subtidal sediments. Rapp. Comm. int.

Mer Médit., 27(9): 241-243.

Note e commenti: Sebbene il potenziale di ossidoriduzione non sia considerato da nessuna normativa per la

determinazione della qualità ambientale dei sedimenti, esso è relazionato a vari processi

fisici, chimici e biologici che avvengono all’interno del sedimento e fornisce un’importante

informazione sulla condizione di anossia. In particolare, è di fondamentale importanza

conoscere il potenziale di ossido-riduzione nei primi strati di sedimento (0-2 cm) in quanto le

condizioni di elevata distrofia si verificano quando anche lo strato più superficiale del

sedimento risulta ipossico o anossico.

Una misurazione semplificata dello stato di ossidazione dei sedimenti può essere condotta

attraverso la determinazione della profondità dello strato di discontinuità rilevabile

osservando il cambiamento di colore del sedimento che passa da condizioni ossiche (colore

chiaro) a condizioni anossiche (colore scuro). Quanto più questo strato risulta più vicino alla

superficie tanto più sono da considerarsi critiche le condizioni di ossigenazione del

sedimento.

Rischio Distrofia


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AVS & CRS Indicatore: Concentrazione di AVS (Acid Volatile Sulphide) e CRS (Chromium

reducible sulphur).

L’AVS è un pool che comprende il monosolfuro di ferro e i solfuri liberi e rappresenta

pertanto la concentrazione sedimentaria dei composti più ridotti dello zolfo. Il CRS

comprende la pirite (FeS2) e lo zolfo elementare e rappresenta quindi il contenuto di

composti più ossidati rispetto all’AVS. Un accumulo di AVS nel sedimento è generalmente

un indicatore di elevata solfato riduzione (quindi metabolismo anaerobico) e in generale di

presenza di solfuri tossici nel comparto bentico. Il rapporto AVS/CRS può essere utilizzato

come un indicatore della stabilità del sedimento (sempre in relazione al rischio di rilascio di

solfuri). Un basso rapporto AVS/CRS indica che la maggior parte dello zolfo è in una forma

stabile (pirite) e che il comparto bentico (in senso lato) ha una elevata capacità di

riossidazione dei solfuri prodotti.

Valori limite: Condizioni ottimali: AVS < 50 µmol/cm3

Condizioni intermedie: 50 < AVS < 150 µmol/cm3

Condizioni pessime: AVS > 150 µmol/cm3

Utilizzo:

- Azzoni et al., 2005. Iron–sulphur–phosphorus interactions: implications for sediment buffering capacity in a mediterranean eutrophic lagoon (Sacca di Goro, Italy). Hydrobiologia, 550: 131–148.

Note e commenti: Riteniamo che la misura più efficiente per determinare lo stato di stabilità del sedimento in

relazione al rilascio di solfuri del sistema portuale sia di prendere in considerazione il

rapporto fra AVS e CRS. Non vengono qui riportati limiti per questi rapporti perchè al

momento scarsi sono gli studi effettuati sulla loro applicazione in ambiente portuale.

Rischio Distrofia


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TOM & BPC Indicatore:

Concentrazione della sostanza organica totale (TOM) e della sostanza

organica biopolimerica (BPC) (proteine, lipidi, carboidrati)

Una parte importante della sostanza organica presente nel sedimento si presenta sotto

forma refrattaria e non risulta, perciò, prontamente disponibile per gli organismi. Appare

quindi utile indagare non solo la quantità di materiale organico presente nel comparto

sedimentario (TOM), ma anche la qualità dello stesso al fine di determinare il reale valore

nutrizionale del detrito. In questo senso, la quantità di sostanza organica biopolimerica

(BPC) presente nel sedimento è un importante indicatore dello stato trofico del sistema in

esame. Cambiamenti dello stato trofico possono essere misurati in funzione della

composizione della sostanza organica piuttosto che come quantità totale.

Valori limite: Condizioni ottimali: PRT < 1.5 mg/g; CHO < 5 mg/g (mesotrofia)

Condizioni intermedie: 1.5 < PRT < 4 mg/g; 5 < CHO < 7 mg/g (eutrofia)

Condizioni pessime: PRT > 4 mg/g; CHO > 7 mg/g (ipertrofia)


e della L.979/82 (monitoraggio ministeriale) (Carbonio organico)

- ARPAL - Programma di monitoraggio dei sedimenti marini all’interno di porticcioli turistici e nell’area antistante - RELAZIONE FINALE – 2000.

- Fabiano et al., 1995. Temporal trend analysis of the elemental composition of the sediment organic matter in subtidal sandy sediments of the Ligurian Sea (NW Mediterranean): a three years study. Cont. Shelf. Res. 15: 1453-1469.

- Dell’Anno et al., 2002. Assessing the trophic state and eutrophication of coastal marine systems: a new approach based on the biochemical composition of sediment organic matter. Mar. Pol. Bul., 44: 611-622.

Note e commenti: I carichi di sostanza organica permettono la classificazione dello strato trofico dei sedimenti marini. Cambiamenti nello stato trofico dei sedimenti sono più evidenti in termini della composizione della sostanza organica (PRT/CHO) piuttosto che in termini di concentrazioni. Non vengono riportati in questa sede i limiti per questi rapporti perchè al momento scarsi sono gli studi effettuati sulla loro applicazione in ambiente portuale, ma riteniamo che un valore pari a 3 sia un possibile livello discriminante fra condizioni discrete e condizioni potenzialmente critiche dei sedimenti.

Rischio Distrofia


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CLOROFILLA-a e FEOPIGMENTI Indicatore:

Concentrazioni di pigmenti clorofilliani attivi (Chl-a) e non attivi

(fitopigmenti) nel sedimento.

La quantità di clorofilla e feopigmenti nel sedimento è un indicatore dello stato trofico del

sistema strettamente relazionato alla quantità di biomassa autotrofa e dunque alla

produttività del sistema. Il rapporto tra Clorofilla-a e i Fitopigmenti può essere utilizzato

quale indicatore della frazione metabolicamente attiva della comunità autotrofa.

Valori limite: Condizioni ottimali: FEO < 50 µg/g

Condizioni intermedie: 50 < FEO< 160 µg/g

Condizioni pessime: FEO > 160 µg/g

Utilizzo: - Dell’Anno et al., 2002. Assessing the trophic state and eutrophication of coastal

marine systems: a new approach based on the biochemical composition of sediment organic matter. Mar. Pol. Bul., 44: 611-622.

Note e commenti: Riteniamo che la misura più efficiente per determinare lo stato trofico del sistema portuale

esaminando la concentrazione di pigmenti clorofilliani sia di prendere in considerazione il

rapporto fra pigmenti attivi e quelli non attivi (Chl-a/FEO). Questo rapporto identifica la reale

capacità autotrofa della colonna d’acqua e le condizioni di sofferenza della comunità

autotrofa. E’ stato anche proposto come indice di produttività del sistema il rapporto fra i

pigmenti clorofilliani e il BPC (carbonio biopolimerico). Non vengono riportati in questa sede

i limiti per questi rapporti perchè al momento scarsi sono gli studi effettuati sulla loro

applicazione in ambiente portuale.

Rischio Chimico


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METALLI Indicatore: Concentrazione di metalli

Nella maggior parte dei casi i metalli tendono a depositarsi sul fondo dove si possono

accumulare in alte concentrazioni in particolare in prossimità delle aree di rifornimento o di

manutenzione. Il rame è il metallo contaminante più diffuso nei sedimenti dei porticcioli

poiché le vernici anti-fouling contengono comunemente ossido di rame come componente

con attività biocida.

Valori limite:

Per gli standard di qualità dei sedimenti fare riferimento al DM 6-11-2003 n° 367,

tabella 2.

Utilizzo:




- Massachusetts office of Coastal zone management – Technical Report – Gloucester harbour characterization, 2004.

Note e commenti: Come già evidenziato per gli indicatori di qualità delle acque, in linea generale è importante

conoscere le concentrazioni di metalli per caratterizzare da un punto di vista chimico

l’ambiente portuale. Tuttavia riteniamo che il monitoraggio possa limitarsi solo ad alcuni

metalli selezionati in base alle attività presenti all’interno del porticciolo e nelle sue

adiacenze. Altra possibilità di selezione potrebbe essere quella di monitorare i metalli che

più fortemente influenzano il livello di salute degli organismi e che per questo sono

considerati negli studi ecotossicologici (Mercurio, Rame, Cromo, Piombo, ecc...).

Rischio Chimico


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IDROCARBURI (IPA) Indicatore: Concentrazione di IPA

Gli idrocarburi ed in particolare gli idrocarburi policiclici aromatici (IPA) tendono ad aderire al

particolato sospeso o al sedimento. Il loro tempo di permanenza sul fondale è estremamente

lungo e possono entrare nella catena alimentare in seguito ad ingestione da parte di

organismi.

Valori limite: Per gli standard di qualità dei sedimenti fare riferimento al DM 6-11-2003 n° 367,

tabella 2.





- Massachusetts office of Coastal zone management – Technical Report – Gloucester harbour characterization, 2004.

Note e commenti: L’inquinamento da IPA all’interno di un porticciolo può avere molteplici fonti e numerosi

effetti negativi sull’ambiente marino. Si ritiene quindi indispensabile un attento monitoraggio

delle concentrazioni di IPA nell’acqua e nel sedimento dei porticcioli. Particolare attenzione

deve essere rivolta a questi composti nel caso in cui sia presente all’interno del bacino una

stazione di rifornimento di carburante.

Rischio Chimico


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PCB & PCT Indicatore: Concentrazione di Policlorobifenili (PCB) e Policlorotrifenili (PCT)

I PCB/PCT (Policlorobifenili e Policlorotrifenili) sono composti di sintesi clorurati

estensivamente impiegati, sin dagli anni ‘30, nel settore elettrotecnico in qualità di isolanti. Il

loro utilizzo non è stato limitato, tuttavia, al comparto elettrotecnico: i PCB sono stati

impiegati anche come lubrificanti, in fluidi per impianti di condizionamento, nella

preparazione delle vernici, di carte impregnate per usi particolari, ecc…. Ad oggi sono

universalmente riconosciute evidenze di accumulo e tossicità a carico del biota che hanno

condotto gradualmente prima a restrizioni d’uso e successivamente alla messa al bando

dell’utilizzo di questi composti.


tabella 2.

Utilizzo: - Previsto dal Decreto 6-11-2003 n° 367 ma ancora in fase di attuazione nel programma

di monitoraggio ai sensi del D.Lgs.152/99


Note e commenti: In seguito al divieto di utilizzo di queste sostanze, la loro eventuale presenza nei sedimenti è

conseguenza di inquinamenti pregressi. Tuttavia, dato l’elevato grado di pericolosità, è

consigliabile monitorarne la presenza.

Rischio Chimico


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PESTICIDI Indicatore: Concentrazione dei principi attivi dei pesticidi nel sedimento.

I pesticidi sono classificati come composti organici volatili e includono una varietà di

composti chimici in diverse forme. I pesticidi sono sostanze inquinanti e tossiche

comunemente contenute in insetticidi, tarmicidi, fungicidi, topicidi e disinfettanti vari.


tabella 2.

Utilizzo:



Note e commenti: Questi composti inquinanti non dovrebbero influenzare fortemente la qualità chimica delle

acque di un porticciolo; tuttavia occorre considerare la presenza di attività produttive (i.e.

floricoltura, ecc) in prossimità del porticciolo che potrebbero rilasciare concentrazioni

significative di pesticidi trasportate poi nel bacino portuale dalle acque di dilavamento.

Rischio Chimico


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INDICE DI QUALITA’ DEI SEDIMENTI MARINI (Regione Liguria) Indicatore: Indice di sintesi della qualità dei sedimenti marini costieri

Questo indice, attualmente in uso presso la Regione Liguria ed i cui risultati sono riportati

nella Relazione sullo Stato dell’Ambiente, è calcolato a partire dai dati di concentrazione dei

contaminanti chimici e fornisce quattro sub-indici: metalli, IPA, PCB, pesticidi che concorrono

insieme alla valutazione globale della qualità dei sedimenti. La qualità del sedimento viene

valutata attraverso due fasi: 1) pesatura dell’importanza dell’inquinante e 2) valutazione della

qualità.

Valori limite: I valori limite per le quattro categorie di inquinanti fanno riferimento al DM 6-11-2003

n° 367, tabella 2.

Utilizzo: - Relazione sullo Stato dell’Ambiente in Liguria, 2003. Regione Ligura, ARPAL

Note e commenti L’integrazione di diversi parametri per ottenere un indice generale di qualità fornisce da un

lato una risposta sintetica più utile a livello gestionale e dall’altro può dare informazioni più

approfondite e significative da un punto di vista ambientale, prendendo in considerazione

anche le possibili interazioni sinergiche che le diverse categorie di inquinanti possono

generare.

Rischio Igienico Sanitario


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INDICATORI DI CONTAMINAZIONE FECALE Indicatore: Coliformi totali, Coliformi fecali, Escherichia coli, Streptococchi fecali

(o enterococchi), Clostridi

Per Coliformi totali e fecali, E. coli e Streptococchi fecali (o enterococchi) valgono le

considerazioni già riportate per le acque. Rispetto agli indicatori proposti per le acque,

tuttavia, si suggerisce di valutare anche l’eventuale presenza nei sedimenti dei Clostridi. Ad

oggi, la loro determinazione è considerata un buon supplemento per la valutazione della

qualità di matrici ambientali, in quanto producono spore termoresistenti e stabili

nell’ambiente e possono quindi essere indicatori di inquinamento pregresso non recente.

Valori limite: Per coliformi totali e fecali, E.coli e streptococchi fecali si consiglia di utilizzare i soli limiti imperativi come soglia di possibile rischio igienico-sanitario. Per quanto riguarda i Clostridi non esiste una normativa di riferimento, anche se questo parametro viene utilizzato anche nei monitoraggi ministeriali per la qualità dei sedimenti marini. Nei sedimenti marini le sue concentrazioni possono oscillare tra 101 e 104 UFC/g.


e della L.979/82 (monitoraggio ministeriale) (spore di clostridi solforiduttori)

- Environmental Protection Agency (EPA) – National Management Measures to Control Non-point Source Pollution from Marinas and Recreational Boating – 2001 (coliformi fecali)

Note e commenti: L’analisi dell’acqua marina, come già ricordato, riflette solo le condizioni presenti al momento del campionamento, le quali sono suscettibili di rapide variazioni. Un’analisi più approfondita dovrebbe includere anche la matrice sedimentaria. E’ ben noto, infatti, che i sedimenti marini costituiscono un “serbatoio” per gli organismi batterici, offrendo migliori condizioni di sopravvivenza e, soprattutto per batteri alloctoni come gli indicatori fecali considerati, una protezione superiore rispetto all’acqua di mare contro l’azione anti-microbica di salinità e raggi ultravioletti. Numerosi studi hanno confermato che la densità di indicatori di contaminazione fecale risulta maggiore nei sedimenti che nelle acque. Tuttavia, la determinazione analitica della presenza di indicatori di contaminazione fecale nei sedimenti è più complicata, meno efficiente e più lunga. Inoltre, studi recenti hanno trovato valori di indicatori fecali maggiori in acque interstiziali e in acque di fondo miste a sedimento, rispetto a quelle del sedimento adiacente. Sulla base di queste considerazione e data l’assenza di una normativa specifica di riferimento per il sedimento, si suggerisce di effettuare le analisi sulla cosiddetta “acqua di interfaccia”, quella cioè a pochi cm dal sedimento.

Indicatori biologici


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MEIOFAUNA Indicatore: Densità e diversità di organismi meiobentonici, riconoscimento a livello

di genere dei nematodi

La comunità meiobentonica per la sua potenziale maggiore rapidità nel rispondere a disturbi

ambientali rispetto alla macrofauna è ritenuta un miglior indicatore ambientale. La costante

ed abbondante presenza, un rapido tempo generazionale (1-3 anni), la mancanza di

dispersione larvale, la vita completamente confinata al comparto sedimentario e la differente

tolleranza agli stress che caratterizza ogni taxa meiobentonico, rendono la meiofauna la

comunità più sensibile e, di conseguenza, un utile indicatore di inquinamento organico.

Inoltre, la comunità meiobentonica per le sue piccole dimensioni (< 500 µm) ha una ridotta

mobilità spaziale che permette di individuare e distinguere in termini di abbondanza e

diversità eventuali differenze tra zone anche in un’area circoscritta come quella di un

porticciolo turistico, fornendo anche utili informazioni nel monitoraggio di effetti locali. Infine,

le elevate densità e la piccola dimensione degli organismi meiobentonici costituiscono un

ulteriore vantaggio permettendo di ottenere dati significativi utilizzando piccoli volumi di

sedimento, ossia con una maggiore semplicità di campionamento rispetto alla macrofauna.

Valori limite: Condizioni ottimali: n° taxa > 16

Condizioni intermedie: 16 < n° taxa < 8

Condizioni pessime: n° taxa < 8

Utilizzo: - Bongers T. 1990. The maturity index: An ecological measure of an environmental

disturbance based on nematode species composition. Oecologia, 83: 14-19.

Note e commenti: Lo studio della comunità meiobentonica non è attualmente considerato nelle normative vigenti e nei programmi di monitoraggio per l’analisi della qualità dei sedimenti. Tuttavia per i vantaggi descritti precedentemente risulta essere un importante strumento nella valutazione della qualità dei sedimenti. In particolare, oltre al n° di taxa presenti e allo studio della biodiversità (es. indice di Shannon-Wiener, H’), viene suggerito l’utilizzo del Maturity Index (MI). L’MI è un utile indice ecologico per valutare i livelli di inquinamento che si basa sullo stato di maturità della comunità a nematodi. I generi di nematodi sono classificati secondo un valore di c-p, (c=colonizzatori e p=persistenti), che varia da 1 (estremi colonizzatori) se si analizzano condizioni fortemente disturbate a 5 (generi estremi persistenti) in presenza di situazioni ambientali più stabili.



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MACROFAUNA Indicatore: Densità e diversità di organismi macrobentonici

La comunità macrobentonica è ritenuta un buon indicatore per la valutazione della qualità

ambientale. Le comunità bentoniche hanno alcuni vantaggi rispetto agli organismi pelagici,

primo fra tutti la loro relativa “immobilità”, risultando più utili nel monitoraggio di effetti locali.

Valori limite: Come per la meiofauna, è possibile ottenere una valutazione dello stato di qualità

utilizzando indicatori di biodiversità (come ad es il n° di taxa o l’indice di Shannon-

Wiener, H’), considerando che a maggiori valori di biodiversità corrisponde

generalmente una migliore condizione ambientale.

Utilizzo: - Marine technical report n° 5, University of Rhode Island. Ecology of small boat

marinas. W. Nixon, CA. Oviatt, SL. Northby, 1973 (biomass of larger infauna)

- Borja A. et al., 2000. A marine biotic index to establish the ecological quality of soft bottom benthos within European estuarine and coastal environments. Mar.Pollut.Bul., 40, 1100–1114. (AMBI)

- Simbora N. & Zenetos A., 2002. Bentic indicators to use in ecological quality classification of Mediterranean soft bottom marine ecosystems, including a new biotic index. Med. Mar. Sc., 3, 77-111. (BENTIX)

- Rosemberg R. Et al., 2004. Marine quality assessment by use of bentic species-abundance distributions: a proposed new protocol within the European Union Water Framework Directive. Mar. Pollut. Bul., 49, 728-739. (BQI)

Note e commenti: Come già accennato, lo studio delle comunità biologiche è molto complesso e difficilmente

risolvibile con l’applicazione di un unico indice in quanto risulta necessaria una valutazione

esperta che consideri i risultati nel loro insieme. Tuttavia, per la comunità macrobentonica

sono stati recentemente proposti alcuni indici sintetici, quali AMBI, BENTIX e BQI, in grado

di identificare diversi livelli di stress in funzione del popolamento macrobentonico. I tre indici

considerati sono attualmente sottoposti ad un processo di validazione per l’applicazione

delle recenti Direttive sulle Acque Europee per le acque costiere del Mediterraneo.



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TEST ECOTOSSICITA Indicatore: Verifica degli effetti dannosi che la presenza di inquinanti genera sugli

organismi a diversi livelli evolutivi.

Un saggio ecotossicologico richiede che un organismo vivente sia esposto per un

determinato tempo ad una sostanza in esame, valutando la risposta mostrata

dall'organismo. I test di ecotossicità sono quindi particolarmente utili per valutare le miscele

complesse di inquinanti dove la risposta (o le risposte) degli organismi risentono delle

interazioni fra gli effetti tossici di tutti i componenti. La prospettiva nella quale si inseriscono

questi saggi include l'approccio predittivo, utilizzando queste analisi come strumenti

previsionali per la valutazione del rischio ambientale. Per ottenere un'adeguata

rappresentazione dell'ecosistema, dovrebbero essere condotte batterie di test, utilizzando

organismi appartenenti a classi diverse nella scala evolutiva.

Note e commenti: Data la complessità e la variabilità di questo genere di analisi, non è possibile fornire in

questa sede un singolo indicatore o valori limite.

Tuttavia, un livello minimo di monitoraggio di questo tipo può essere realizzato applicando le

analisi impiegate nei monitoraggi istituzionali per l’ambiente marino e costiero (Programma

di monitoraggio per l’ambiente marino e costiero ai sensi del D.Lgs.152/99 e della L.979/82 -

monitoraggio ministeriale), ossia i saggi biologici su Vibrio fischeri e Paracentrotus lividus e

l’analisi delle concentrazioni di inquinanti chimici nei tessuti dei mitili (metalli pesanti, TBT,

organoclorurati e IPA).


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Proposta di tre livelli di monitoraggio in ordine crescente di accuratezza

Per garantire la scelta di un monitoraggio adeguato alle condizioni del porticciolo considerato, gli indicatori proposti sono stati suddivisi in tre livelli caratterizzati da diverso grado di applicabilità ed accuratezza.

L’applicazione del primo livello di indicatori viene proposto come requisito minimo per l’SGA. Questo livello prende in considerazione il monitoraggio di parametri rilevabili da parte dei gestori dei porticcioli direttamente e a basso costo. Seppure non particolarmente accurati, tali parametri se monitorati con frequenza opportuna permettono comunque di individuare eventuali situazioni negative all’interno del bacino portuale. Il limite di questo set di indicatori è determinato dal fatto che, essendo costituito da descrittori macroscopici, rischia di evidenziare solo le situazioni ambientali più compromesse.

Per una struttura che miri al raggiungimento della certificazione ambientale, quindi, sarebbe preferibile ottenere almeno una prima valutazione ambientale completa effettuando un monitoraggio più accurato (secondo o terzo livello di indicatori). Inoltre, l’applicazione degli indicatori proposti nei livelli di monitoraggio superiore è consigliata in caso di situazioni potenzialmente critiche.

Per quanto riguarda la frequenza del campionamento, oltre alle considerazioni già effettuate in base alla vulnerabilità del porto in esame, occorre tener presente che ogni set è caratterizzato da una sua periodicità ottimale. Per il primo livello di monitoraggio è necessario aumentare la periodicità delle osservazioni, mentre per il livelli più accurati può considerarsi sufficiente un campionamento meno intensivo. In caso di unico campionamento annuale è sempre consigliabile scegliere l’estate, quando è più probabile il verificarsi di situazioni critiche.


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Primo livello di monitoraggio (alta applicabilità-minima accuratezza) Torbidità: indicatore della quantità di solidi sospesi e di circolazione delle acque. Metodologia di analisi: utilizzo del Disco di Secchi

Presenza di odori: indicatore di condizioni anossiche della colonna d’acqua e/o del sedimento e/o presenza di contaminazione da fenoli. Metodologia di analisi: olfattiva

Iridescenza: indicatore della presenza di possibili contaminazioni da idrocarburi. Metodologia di analisi: visiva

Presenza di schiume: indicatore della presenza di contaminazione da tensioattivi. Metodologia di analisi: visiva

Colore del sedimento: indicatore di condizioni di anossia (colorazione molto scura). Metodologia di analisi: visiva

Moria di organismi animali: indicatore di condizioni fortemente anossiche. Metodologia di analisi: visiva

Alghe nitrofile: indicatore di uno stato di elevato trofismo. Metodologia di analisi: visiva

Rifiuti galleggianti: indicatore di pressione antropica. Metodologia di analisi: visiva o tramite raccolta, conteggio e/o peso.

In caso di riscontro di condizioni critiche per uno o più di questi indicatori è consigliabile procedere ad ulteriori, più approfondite verifiche (� secondo e/o terzo livello di monitoraggio).


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Secondo livello di monitoraggio (media applicabilità-media accuratezza) Potenziale di ossido-riduzione (Redox): indicatore dello stato di ossigenazione o anossia del sedimento e della presenza/assenza di situazioni distrofiche. Metodologia di analisi: elettrodo

Concentrazioni ossigeno disciolto: indicatore della presenza e quantità di ossigeno disciolto disponibile per la vita degli organismi. Metodologia di analisi: analisi chimica o sonda parametrica

Concentrazioni di sostanza organica: indicatore di apporti organici e di condizioni distrofiche. Metodologia di analisi: analisi chimica Concentrazioni di pigmenti clorofilliani: indicatore di zone soggette ad elevati input di carichi organici. Metodologia di analisi: analisi chimica o sonda parametrica Concentrazioni di metalli: indicatore dell’inquinamento chimico delle acque e sedimenti portuali. Metodologia di analisi: analisi chimica

Concentrazioni di idrocarburi: indicatore dell’inquinamento chimico delle acque e sedimenti portuali capace di individuare situazioni critiche in cui si hanno sversamenti accidentali o cronici di idrocarburi. Metodologia di analisi: analisi chimica

Densità di microrganismi di origine fecale: indicatore di fenomeni di contaminazione fecale e della presenza di scarichi di acque nere non ben gestiti. Metodologia di analisi: filtrazione su membrane

TRIX: Indicatore dello stato trofico del corpo acquatico. Metodologia di analisi: analisi chimica


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Terzo livello di monitoraggio (bassa applicabilità - alta accuratezza)

Questo protocollo comprende la determinazione degli indicatori del secondo livello e di quelli qui riportati:

Concentrazione di AVS: indicatore di elevata solfato riduzione (quindi metabolismo anaerobico) e in generale di presenza di solfuri tossici nel comparto bentico.

Densità di microrganismi patogeni: indicatore di fenomeni di contaminazione fecale e della presenza di scarichi di acque nere non ben gestiti. Metodologia di analisi: colture batteriche

Densità e diversità degli organismi meiobentonici: indicatore delle condizioni ambientali, relazionabile a stress ambientali sia di tipo organico sia di tipo chimico. Metodologia di analisi: riconoscimento degli organismi al binoculare

Maturity Index: indicatore ecologico che permette di valutare i livelli di inquinamento, basandosi sullo stato di maturità della comunità a nematodi. Metodologia di analisi: riconoscimento nematodi al microscopio

Ambi, Marine Biotic Index, QBI: indicatore delle condizioni ambientali per una classificazione ecologica dell’ecosistema. Metodologia di analisi: riconoscimento degli organismi macrobentonici al binoculare

Test di Ecotossicità: indicatori di accumulo di inquinanti e/o di stress negli organismi. Metodologia di analisi: analisi chimica o test di laboratorio.


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Applicazione degli indicatori proposti per la valutazione della qualità ambientale di due casi studio

La valutazione della qualità ambientale dei porticcioli turistici di Marina degli Aregai (Santo Stefano al Mare) e di Portosole (Sanremo) è stata effettuata analizzando i sedimenti e la colonna d’acqua. I campionamenti sono stati effettuati nel mese di Luglio 2005 e Gennaio 2006, al fine di avere una replicazione temporale dei risultati in due stagioni. La scelta delle stazioni è stata effettuata considerando la potenziale criticità di alcune aree individuate sulla base dei risultati dell’indice di portualità (vedi allegato “Modello per l’analisi della vulnerabilità e criticità potenziale nei porticcioli turistici”), al fine di analizzare l’eterogeneità spaziale all’interno dei bacini portuali. Nello specifico, il porto di Marina degli Aregai è stato suddiviso in quattro aree, ognuna della quali è stata subcampionata in due punti, per un totale di 8 stazioni campionate. A Portosole di Sanremo sono state invece campionate quattro stazioni, una per ogni area omogenea. La scelta di un minor numero di stazioni a Portosole è giustificata dalla presenza di dati pregressi derivati da uno studio effettuato nello stesso porto nel 2000, in collaborazione fra DIP.TE.RIS., Arpal e Ramoge. In entrambi i porticcioli le analisi condotte sono state rivolte alla valutazione dei rischi di distrofia, chimico ed igienico-sanitario ed all’analisi delle comunità batteriche e meiobentoniche.

I risultati ottenuti dai monitoraggi sono riportati nelle pegine seguenti, con questa struttura:

1 AREA DI STUDIO....................................................................................................37 1.1 Marina degli Aregai ................................................................................................37 1.2 Portosole ..................................................................................................................38 2 METODOLOGIA DI PRELIEVO DEI CAMPIONI.....................................................38 2.1 Trattamento dei campioni.......................................................................................39

2.1.1 Parametri ambientali.......................................................................................................... 39 2.1.2 Comunita’ batterica............................................................................................................ 41 2.1.3 Comunita’ meiobentonica .................................................................................................. 43 2.1.4 Trattamento statistico dei dati............................................................................................ 45

3 RISULTATI ..............................................................................................................48 3.1 Marina degli Aregai .................................................................................................48

3.1.1 Parametri fisico-chimici...................................................................................................... 48 3.1.3 Sostanza organica............................................................................................................. 52 3.1.4 Comunita’ batterica............................................................................................................ 54 3.1.5 Comunita’ meiobentonica .................................................................................................. 61

3.2 Portosole ..................................................................................................................69 3.2.1 Parametri fisico-chimici...................................................................................................... 69 3.2.2 Sostanza organica............................................................................................................. 72

3.3 Comunita’ microbiche.............................................................................................74 3.3.2 Comunita’ meiobentonica .................................................................................................. 80

4 DISCUSSIONE........................................................................................................88 4.1 Marina degli Aregai .................................................................................................88

4.1.1 Rischio distrofico ............................................................................................................... 88 4.1.2 Rischio chimico.................................................................................................................. 90 4.1.3 Rischio igienico-sanitario ................................................................................................... 92 4.1.4 Indicatori biologici di comunità........................................................................................... 93 4.1.5 Conclusioni ........................................................................................................................ 96

4.2 Portosole ..................................................................................................................99 4.2.1 Rischio distrofico ............................................................................................................... 99 4.2.2 Rischio chimico................................................................................................................ 100 4.2.3 Rischio igienico-sanitario ................................................................................................. 101 4.2.4 Indicatori biologici ............................................................................................................ 102 4.2.5 Nematofauna ................................................................................................................... 103 4.2.6 Conclusioni ...................................................................................................................... 105

5 BIBLIOGRAFIA.....................................................................................................109


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1 Area di studio

1.1 Marina degli Aregai

Figura 1. Localizzazione delle stazioni di campionamento nel porticciolo di Marina degli Aregai. Il porticciolo turistico di Marina degli Aregai (43°50’ N – 07°55’ E) presenta fondali compresi fra i 2 e 7 metri di profondità ed è caratterizzato da 974 posti barca a mare (dai 6 ai 25 metri), di cui 73 riservati al transito. Una stima riporta a 3000 persone (o società) che utilizzano i servizi portuali (ormeggi), mentre il numero di utenti che usufruiscono delle altre attività presenti nell’area è di circa 20000 persone all’anno.

La maggiore affluenza di barche da diporto si riscontra principalmente nei mesi estivi.

Lo studio è stato svolto campionando 8 stazioni, definite di dettaglio (1, 2, 3, 4) e di replica (1A, 2A, 3A, 4A), come indicato nella cartina di Figura 1.

In particolare, le stazioni 4 e 4A sono i siti più vicini all’imboccatura del porto e di conseguenza caratterizzati da un maggior ricircolo delle acque ed una maggior ossigenazione. Le stazioni 1 e 1A sono invece i siti più distanti dall’imboccatura del porto presso le banchine ad Ovest (moli B e C) nei pressi di scarchi di acque di run off. Le stazioni 2 e 2A sono localizzate nei pressi delle banchine più centrali (moli G ed I) e le stazioni 3 e 3A sono situate presso i moli più ad Est (molo O) dove visivamente si sono riscontrati maggiori accumuli superficiali di detriti.


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1.2 Portosole

Figura 2. Localizzazione delle stazioni di campionamento nel porticciolo di Portosole.

Il secondo porticciolo preso in considerazione è il porticciolo turistico di Sanremo “Portosole” (IM, 43°48’98’’ N – 07°47’24’’ E), che seppur caratterizzato da traffico di barche da diporto si trova in prossimità del più grande porto commerciale di Sanremo. Portosole è classificato come Porto Turistico di IV categoria ed occupa una superficie totale di 263860 m2, con uno specchio acqueo protetto di 167500 m2 e un numero complessivo di posti barca di 803 (di lunghezza compresa tra i 7 e i 90 metri), di cui 38 riservati al transito. La profondità dei fondali è compresa fra 3 e 7 m.

Il numero medio di persone che utilizzano i servizi portuali (ormeggi) durante l’anno può essere stimato in circa 5000 utenti, mentre il numero medio delle persone che usufruiscono delle atre attività presenti nell’area può essere stimato in circa 50000 persone all’anno.

Il campionamento ha interessato quattro stazioni: la stazione 4 risulta la più vicina all’imboccatura del porto, la stazione 1 la più distante dall’imboccatura (banchina Est, molo I), la stazione 2 posta nella parte centrale dell’area del porticciolo (banchina centrale, molo D) e la stazione 3 posta nella parte più ad ovest dell’area portuale (banchina Ovest molo A).

2 Metodologia di prelievo dei campioni La raccolta dei campioni all’interno delle due aree portuali è stata effettuata in collaborazione con i subacquei specializzati di Marina degli Aregai. I sedimenti sono stati prelevati utilizzando carote di plexiglass, di 40 cm di lunghezza per 5 cm di diametro, per i parametri chimico-fisici e di sostanza organica e di 3.6 cm di diametro per l’analisi meiobentonica. Per ogni sito sono state raccolte 8 carote di sedimento, tre per l’analisi della comunità meiobentonica, due per la sostanza organica, due per i parametri batterici, una per le analisi chimico-fisiche, chimiche e granulometriche. Tutti i parametri indagati nel comparto sedimentario hanno riguardato il solo strato superficiale di sedimento (0-2 cm). Tutti i campioni che non sono stati analizzati immediatamente sono stati conservati dopo l’opportuna fissazione, a – 20 °C o a + 4 °C a seconda del protocollo analitico, fino al momento dell’analisi.

I campioni della colonna d’acqua sono stati prelevati con bottiglie in plastica sterili.


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2.1 Trattamento dei campioni

2.1.1 Parametri ambientali

2.1.1.1 Eh La misura è stata effettuata per ogni sito nello strato superficiale della carota, immergendo un elettrodo da campo (Hanna Instruments, Ann Harbour-MI. U.S.A.) e rilevando la misura in mV.

2.1.1.2 Clorofilla-a e feopigmenti I pigmenti clorofilliani sono caratteristici degli organismi autotrofi e, in particolare, la concentrazione di clorofilla-a permette di avere un’utile stima della biomassa del popolamento autotrofo, mentre i feopigmenti rappresentano la componente di pigmenti clorofilliani in decomposizione.

La metodica analitica si basa sulla caratteristica di liposolubilità dei pigmenti clorofilliani, che consente di estrarli dalle cellule presenti nel sedimento, mediante una soluzione di acetone ed acqua. La concentrazione dei pigmenti può essere valutata per via spettrofotometrica o spettrofluorimetrica. L’estrazione ed il dosaggio della clorofilla-a e dei feopigmenti nel sedimento è stata effettuata secondo il protocollo di Plante-Cuny (1974 ), che prevede l’utilizzo di acetone al 90% per l’estrazione dei pigmenti clorofilliani. Un’aliquota di sedimento (circa 0.3 g) viene posta in provette di vetro ed addizionata con 5-6 ml di acetone, agitati e lasciati al buio per 12 ore a -20 °C.

L’estratto viene centrifugato a 800*g per 10 minuti e letto con cuvetta al quarzo per mezzo di uno spettrofluorimetro (Perkin-Elmer) alle lunghezze d’onda di 665 e 750 nm, contro un bianco di acetone al 90%. L’assorbanza alla lunghezza di 750 nm indica l’efficienza della centrifugazione (torbidità del sopranatante). Valori maggiori di 0.004-0.005 indicano che la centrifugazione del campione non è stata efficiente. Dopo l’assestamento della torbidità, l’assorbanza dei campioni è letta alla lunghezza d’onda di 665 nm (contro il bianco di acetone al 90%). Per la determinazione dei feopigmenti, l’estratto in acetone è acidificato direttamente nella cuvetta con 130 µl di HCl 0.1 N e riletta dopo un minuto di reazione alle medesime lunghezze d’onda, in modo che tutta la clorofill–a presente nell’estratto si converta in feofitina-a. Al termine dell’analisi, il sopranatante viene eliminato ed il sedimento viene posto in termostato a 60 °C ad essiccare (24-36 ore) e, successivamente pesato (Mettler A54, precisione 0.01 mg).

Per il calcolo delle concentrazioni della clorofilla-a funzionale e dei feopigmenti (espresse in µg g-1 di sedimento secco) sono state utilizzate le formule di Plante-Cuny (1974). Il contenuto di carbonio della clorofilla-a nel sedimento è stato calcolato utilizzando il fattore 40 µgC µg-1 (De Jonge, 1980).

2.1.1.3 Proteine totali La determinazione delle proteine totali è stata effettuata secondo il metodo proposto da Hartree (1972), adattato all’analisi dei sedimenti da Danovaro & Fabiano (1990), utilizzando Albumina Bovica (BSA) come standard. Questo è un metodo colorimetrico che sfrutta la proprietà delle proteine di reagire in un primo momento con il tartrato rameico (ogni quattro residui amminoacidici si lega un atomo di rame) e in un secondo momento con il reattivo di Folin-Ciocalteau in ambiente basico (pH=10). L’aggiunta di quest’ultimo reattivo, a base di fosfomolibdato, permette di ottenere una colorazione blu stabile, di intensità proporzionale al contenuto proteico del campione analizzato.

Opportune aliquote di sedimento (circa 0.5 g), in tre repliche, sono state trasferite in provette con 1 ml di acqua MilliQ. Successivamente, le provette sono state poste in un bagnetto ad ultrasuoni (Transonic Power 2000, 220 volts) tre volte per 1 minuto intervallando con 30 secondi di pausa (Danovaro & Fabiano, 1990).


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I campioni sono stati poi agitati e addizionati con 0.9 ml di soluzione A (2 g di NaK tartrato e 100 g di Na2CO3 sciolti in 500 ml di soluzione di NaOH 1N) e lasciati per 10 minuti in un bagno termostatato alla temperatura di 50°C. Si è proceduto con l’aggiunta di 0,1 ml di soluzione B (2 g di NaK tartrato e 1 g di CuSO4 penta-idrato sciolti in 90 ml di acqua Milliq e 10 ml di soluzione di NaOH 1N) e sono stati lasciati a riposare per 10 minuti a temperatura ambiente. Sono stati aggiunti infine, in ogni provetta, 3 ml di soluzione C, composta da reattivo di Folin-Ciocalteau e acqua Milliq in rapporto 1:16. Le provette sono state agitate un’ultima volta, lasciate nel bagno termostatato (50 °C) per altri 10 minuti e infine centrifugate per 10 minuti (800* RPM).

Il sopranatante è sottoposto, quindi, a lettura spettrofotometrica (Spettrofotometro Jasco V-530) alla lunghezza d’onda di 650 nm, in cuvetta di vetro con cammino ottico di 1 cm contro un bianco di acqua deionizzata.

Allo scopo di riferire i valori ottenuti allo spettrofotometro alle quantità di sedimento presenti nelle provette, una volta finita l’analisi il sopranatante è stato eliminato e il sedimento posto in termostato a 60°C ad essiccare (24-36 ore) e successivamente pesato (Mettler A54, precisione ± 0,01 mg).

La curva di calibrazione si ottiene con soluzioni standard di Albumina Bovica (con concentrazione tra 12,5 e 200 mg/l) usando almeno 5 punti di calibrazione.

Alla stessa maniera dei campioni sono trattate anche le soluzioni std (BSA) ed i bianchi sedimento. Questi ultimi, costituiti dal medesimo sedimento campione dopo calcinazione in muffola (4 ore a 550°C al fine di eliminare la componente organica), sono utilizzati per correggere la misura dall’eventuale interferenza colorimetrica della matrice sedimentaria inorganica.

La concentrazione è espressa come mg equivalenti di Albumina Bovica (BSA) per grammo di sedimento secco (mg g-1 sed DW).

2.1.1.4 Carboidrati totali La stima della concentrazione dei carboidrati nel sedimento è stata ottenuta applicando il metodo di Dubois et al. (1956), modificato e adattato ai sedimenti da Gerchakov & Hatcher (1972).

Opportune aliquote di sedimento (circa 0.5 g), in triplice replica, sono state trasferite in provette con 1 ml di acqua MilliQ. Le provette sono poi agitate e sonicate tre volte per 1 minuto ad intervalli di 30 secondi (Danovaro & Fabiano, 1990). In seguito è stato addizionato 1 ml di fenolo al 5% e si sono lasciate le provette a riposare per 10 minuti a temperatura ambiente. Sono stati poi aggiunti 5 ml di acido solforico concentrato e dopo agitazione tramite vortex, le provette sono lasciate raffreddare. Infine, il campione è sottoposto a centrifugazione per 30 minuti a 800* RPM. L’aggiunta di acido solforico ha lo scopo di carbonizzare tutti i composti fenolo-glucidici.

Si sottopone quindi il sopranatante a lettura spettrofotometrica, alla doppia lunghezza d’onda di 490 nm e di 600 nm (Spettrofotometro Jasco V-530), in cuvetta di vetro con cammino ottico 1 cm, contro un bianco di acqua MilliQ.

La lettura a 600 nm serve per correggere l’interferenza della componente inorganica della matrice sedimentaria: tale lettura viene sottratta a quella del campione al momento del trattamento dei dati.

La curva di taratura si ottiene con soluzione standard di D(+) glucosio, a concentrazioni variabili, tra 12.5 e 200 µg l-1, con almeno 5 punti di calibrazione.

Le concentrazioni sono espresse per g di sedimento secco, pesato dopo essiccazione in termostato (60°C, 24-36 ore).

Alla stessa maniera dei campioni sono trattati anche un bianco reagenti, costituito da 1ml di acqua Milliq, le soluzioni std (D(+) glucosio) e il bianco sedimento. Quest’ultimo, costituito


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dal medesimo sedimento campione calcinato in muffola (4 ore a 550°C al fine di eliminare la componente organica), serve per correggere la lettura spettrofotometrica da un eventuale interferenza colorimetrica della matrice sedimentaria inorganica. La concentrazione finale è espressa come mg equivalenti di glucosio per grammo di sedimento secco (mg g-1 sed DW).

2.1.1.5 Composti ridotti dello zolfo (AVS) I principali pool dello zolfo ridotto, AVS (acid volatile sulphide) e CRS (chromium reducible sulphur), sono stati determinati mediante due distillazioni sequenziali in condizioni anossiche (Fossing & Jorgensen, 1989). L’AVS, che comprende solfuri liberi e monosolfuro di ferro è stato misurato come H2S rilasciato dopo l’aggiunta di 10 ml di HCl 6M da 1 g di sedimento umido precedentemente fissato in 5 ml di zinco acetato al 2% w/w. Il CRS, che invece rappresenta lo zolfo inorganico ridotto rimanente (principalmente pirite e zolfo elementare), è stato estratto con 10 ml di CrCl2 1M in HCl 0.5M. Quest’ultima estrazione è stata effettuata per 20 minuti a temperatura ambiente e per 40 minuti a 100°C. Per ognuna delle due distillazioni il solfuro prodotto è stato rimosso con un flusso di azoto, e intrappolato in 100 ml di zinco acetato 2% al w/w. La concentrazione dei solfuri nelle trappole è stata misurata con il metodo del blu di metilene (Cline, 1969).

2.1.1.6 Metalli pesanti e IPA Le concentrazioni dei metalli pesanti sono state effettuate dalla ditta ACTLABS (Canada, www. Actlabs. com). La metodica di estrazione utilizzata per il Hg è stata Hg- cold vapour FIMS (HgFIMS), mentre per gli altri metalli è stata Aqua Regia ICP/MS.

Le concetrazioni di IPA sono state rilevate utilizzando la metodica PAH-GCMS/MS

2.1.2 Comunita’ batterica L’analisi batterica è stata eseguita secondo la metodica proposta da Hobbie et al., (1977). Da ogni campione sono stati prelevati circa 0.3 g di sedimento posti in provette sterili e addizionati con 5 ml di una soluzione di formalina tamponata con tetraborato di sodio al 2 % in acqua di mare artificiale prefiltrata e sterilizzata. I campioni così ottenuti sono stati conservati a + 4°C. Al momento dell’analisi, i campioni vengono sonicati (sonicatore Transonic Power 2000, 220 volts) per 3 minuti, intervallando ogni minuto da 30 secondi di agitazione, al fine di favorire il distacco delle cellule batteriche dalle particelle di sedimento. Opportune aliquote di sedimento sono state colorate con 0.5 ml di soluzione di Arancio di Acridina, (25 mg in 100 ml); il tutto è agitato per 30 secondi e lasciato incubare per 5 minuti a temperatura ambiente. Si procede, quindi, alla filtrazione su filtri in policarbonato Nucleopore Black (diametro dei pori 0.2 µm), al posizionamento del filtro su un vetrino e alla sua lettura al microscopio ad epifluorescenza (Zeiss, Universal Microscope). Sono scelti casualmente e contati 10 campi ottici per ogni campione. Solo le cellule fluorescenti con morfologia specifica sono riconosciute come cellule batteriche.

Il contributo di ciascuna taglia dimensionale al totale è stimato, in accordo con Palumbo et al., (1984) suddividendo le cellule in 3 diverse classi dimensionali: Piccoli (φ< 0.065 µm3), Medi (0.065 µm3<φ< 0,32 µm3) e Grandi (φ>0,32 µm3). Il numero di cellule batteriche è poi riportato a grammo di sedimento secco (n°cellule g-1 sed DW). La biomassa batterica (BBM) è stata stimata convertendo il biovolume (ottenuto moltiplicando ogni classe per un opportuno coefficiente) in carbonio organico, con l’ausilio del fattore di conversione: 310 fgC µm-3 (Fry, 1990).


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2.1.2.1 Coliformi fecali e Streptococchi fecali Il rilevamento di questi microrganismi è stato effettuato mediante il metodo delle membrane filtranti. Per quanto riguarda i Coliformi fecali si è proceduto alla filtrazione dei campioni di acqua prelevati da ogni stazione su filtri Millipore (diametro 0.47 mm, porosità 0.2 µm). Sono stati filtrati complessivamente 600 ml a stazione: 150 ml , 100 ml e 50 ml di acqua, in due repliche per ciascun volume. I filtri sono stati quindi applicati su piastre agarizzate con mFC-Agar. Esse sono state incubate a 44 + 1 °C per 24 ore, dopodiché sono state contate le colonie di Coliformi, di colore blu. La stessa procedura è stata seguita per i campioni di acqua di interfaccia, filtrando complessivamente 70 ml a stazione (due repliche di 20 ml, due di 10 ml e due di 5 ml).

Analoga procedura è stata seguita per il rilevamento degli Streptococchi fecali, che sono stati coltivati in piastre agarizzate con SF-Agar, incubate a 36 + 1°C per 44 ore. Sono state contate le colonie di colore rosa-marrone.

2.1.2.2 Vibrioni (Vibrio spp., V. parahaemolyticus, V. cholerae e V. vulnificus)

Questi microrganismi sono stati rilevati in campioni di sedimento (nello strato 0-2 cm) prelevati nel mese di luglio nelle aree 3 di entrambi i bacini portuali considerati. Tali aree sono state scelte in funzione della relativa abbondanza di indicatori di contaminazione fecale rilevata attraverso le analisi colturali.

Si è proceduto innanzitutto all’estrazione del DNA dai campioni di sedimento utilizzando il kit UltraClean Soil DNA Isolation Kit della Mobio. In breve, si pone un’opportuna quantità di sedimento (compresa tra 0,25-1 g) in un tubo BEAD SOLUTION, che viene brevemente agitato con Vortex al fine di innescare il processo di lisi cellulare. Si aggiungono quindi 60 µl di soluzione S1 e si agita nuovamente, dopodiché il campione viene addizionato con 200 µl di soluzione IRS (che fa precipitare acidi umici ed altri inibitori della PCR) e agitato con Vortex alla massima velocità per 10 minuti. Il trattamento favorisce la lisi meccanica delle cellule del campione, che viene successivamente centrifugato a 10.000 RPM per 30 secondi. Il sopranatante, contenente il DNA, viene trasferito in una Eppendorf DNAsi-RNAsi-FREE, addizionato con 250 µl di soluzione S2, agitato brevemente con Vortex ed incubato a 4°C per 5 minuti. La soluzione S2 contiene un reagente che favorisce la precipitazione della componente proteica legata al DNA. Si procede a centrifugare il campione per un minuto a 10.000 RPM, trasferendo quindi 450 µl di sopranatante in un’altra Eppendorf, addizionandovi 900 µl di soluzione S3 e agitando brevemente con Vortex. Si caricano quindi 700 µl di campione in una provetta Spin filter , centrifugandola per un minuto a 10.000 RPM. La soluzione S3 contiene sali che si legano al DNA, che viene così trattenuto sul filtro della provetta, mentre il liquido che rimane al fondo viene scaricato, in quanto contiene contaminanti non rimossi nei passaggi precedenti. Si addizionano 300 µl di soluzione S4 per pulire ulteriormente il DNA presente sul filtro e si centrifuga per 1 minuto a 10.000 RPM. Scaricato il liquido che si deposita sul fondo si centrifuga ulteriormente la provetta per un minuto e si pone lo spin filter in una Eppendorf. Si addizionano 50 µl di soluzione S5 sul filtro e si centrifuga la provetta per 30 secondi a 10.000 RPM. La soluzione S5 permette il distacco del DNA dal filtro, che viene scaricato, mentre il DNA rimane sul fondo della Eppendorf.

La provetta a questo punto contiene DNA purificato che può essere amplificato mediante Real-time PCR.

Si procede alla preparazione sotto cappa a flusso laminare, di una provetta Eppendorf contenente una Mix di acqua sterile, di LightCycler-DNA Master SYBER Green I e di primers specifici per geni caratteristici dei taxa da rilevare (Tabella 1).


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Tabella 1. Primers specifici utilizzati per il rilevamento di Vibrioni mediante Real Time PCR.

Vibrioni Gene bersaglio

Sequenza del primer

567F 5’- GGC GTA AAG CGC ATG CAG GT –

3’ Vibrio spp.

v.spp.

680R 5’- GAA ATT CTA CCC CCC TCT ACA G

– 3’

toxR 1 5’ - GTCTTCTGACGCAATCGTTG – 3’ Vibrio

parahaemolyticus

toxR toxR 2 5’ - ATACGAGTGGTTGCTGTCATG -3’

prVC-F 5’ - TTA AGC GTT TTC GCT GAG AAT G - 3’ Vibrio cholerae

prVC prVC-R 5’ – AGT CAC TTA ACC ATA CAA CCC G - 3’

choi-1 5’- GAC TAT CGC ATC AAC AAC CG – 3’ Vibrio vulnificus

vvhA choi-2 5’- AGG TAG CGA GTA TTA CTG CG – 3’

Quindi, si preparano 3 capillari, uno con 15 µl di DNA da amplificare estratto precedentemente e gli altri due rispettivamente con 5 µl di acqua sterile usata per la Mix (controllo negativo) e 5 µl di una miscela di DNA dello stesso tipo di vibrioni che si andranno a rilevare (controllo positivo). A ciascun capillare si addizionano 15 µl di Mix fino a raggiungere un volume complessivo di 20 µl, quindi, si centrifugano tali capillari per 2 secondi a 10.000 RPM e si caricano in un LightCycler 1.5.

Il LightCycler è un termociclatore Real Time e prevede l’utilizzo del fluoroforo SYBER Green I. Questo composto si lega al DNA a doppio filamento durante la fase di amplificazione e, eccitato da un fotodiodo, emette fluorescenza in diretta proporzione alla quantità di DNA amplificato. In tempo reale, mediante LightCycler Software 3.5.3, è possibile visualizzare la relativa curva di amplificazione (Ampliplot), in cui è riportato l’andamento della fluorescenza con la progressione dei cicli. Alla fine dei 40 cicli è anche possibile analizzare la curva di melting per confermare presenza e purezza del prodotto amplificato. L’analisi di Real Time nel seguente studio è stata utilizzata solo in forma qualitativa.

2.1.3 Comunita’ meiobentonica Diversi sono i metodi per separare la meiofauna dal sedimento e la scelta del metodo dipende in gran parte dal tipo di campione (McIntyre and Warwick, 1984). Per i campioni a granulometria molto fine è stato utilizzato il metodo della decantazione, seguito dalle estrazione con Ludox. Il campione viene dapprima lavato con acqua su un setaccio con maglia di 500 µm, al fine di separare gli organismi della meiofauna (organismi di taglia compresa fra 45 e 500 µm) dagli organismi appartenenti alla macrofauna e dal sedimento grossolano. Al termine di questo lavaggio tutto ciò che è passato dalla maglia dei 500 µm e che è stato raccolto, viene sottoposto per 10 volte a sospensione e decantazione su filtro di maglia 37 µm. Al termine delle decantazioni, il campione raccolto sul filtro di 37 µm viene sottoposto a centrifugazione. Il campione viene centrifugato per tre volte con Ludox HS 40, silice colloidale, (densità pari a 1.24 g cm-3) come riportato da Heip et al. (1985). Le tre centrifughe permettono di estrarre il 95% della popolazione. Successivamente, il sopranatante viene risciacquato con acqua prefiltrata, preservato in formalina al 4% e colorato con rosa Bengala (0.5 gl1). Tutti gli organismi vengono poi contati e riconosciuti a livello di taxa con uno stereomicroscopio.


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2.1.3.1 Nematodi L’identificazione dei nematodi richiede la preparazione di vetrini per l’osservazione al microscopio. I nematodi necessari per l’identificazione (in genere in numero non inferiore a 100) vengono posti in una petri di vetro (salierina) contenente una mistura di glicerolo 5% ed etanolo 10-30%. La salierina viene così posta in un termostato a 20-30 °C per almeno 24h, al fine di far evaporare l’acqua e l’etanolo e lasciando il campione nel glicerolo. Si trasferiscono, quindi, circa 10 individui dalla salierina ad una goccia di glicerolo puro, precedentemente posta al centro di un vetrino porta oggetti da microscopio all’interno di un anello di paraffina. Si copre, quindi, la goccia con un coprivetrino facendolo aderire bene in modo da evitare la formazione di bolle d’aria e si mette il vetrino su una piastra calda (60 °C) in modo tale che la cera sciogliendosi e, successivamente, raffreddandosi, solidifichi bloccando il coprivetrino al vetrino. Il vetrino così ottenuto viene esaminato al microscopio ottico (magnificazione 40x e 100x). L’identificazione dei nematodi è stata condotta fino al livello di genere (Platt & Warwick, 1983, 1988; Warwick et al., 1998).

Stima della biomassa dei nematodi Per la determinazione della biomassa dei nematodi è stato utilizzato il metodo volumetrico. Gli organismi (circa 100) sono stati osservati al microscopio, misurati e convertiti in biomassa, assumendo che essi abbiano un sezione verticale regolare (circolare). Il volume è stato determinato analizzando le dimensioni relative al solido geometrico di rappresentazione dell’animale (cilindro) con l’uso di un oculare micrometrico. Il volume è stato stimato utilizzando la formula proposta da Warwick & Price (1979):

V = 530 * L * l2 Dove il biovolume (V) è espresso in nl, la lunghezza (L) in mm e la larghezza (l) in mm. Il biovolume è stato convertito in biomassa assumendo una densità specifica pari a 1.13 kg l-1 (Wieser, 1960), seppur sia sovrastimato. La stima del peso secco per i nematodi è pari al 20-25% del peso umido (Myers, 1967; Wieser, 1960). La conversione universalmente accettata per la conversione tra peso secco e contenuto in carbonio organico utilizza il fattore 0.40 (Feller and Warwick, 1988).

Analisi della struttura trofica del taxon Nematoda L’incorporazione del cibo da parte della meiofauna viene effettuata con un’ampia varietà di meccanismi che includono le categorie generali: “suspension-feeding”, “deposit-feeding”, “predation”, “scavenging” ed “absortion”. L’apparato boccale di ogni specie meiobentonica è altamente specializzato nei confronti di una specifica particella alimentare. L’analisi della struttura trofica delle comunità dei nematodi è stata condotta seguendo la descrizione classica delle modalità alimentari dei nematodi (Wieser, 1953; Romeyn e Bowman, 1983). In base a tale descrizione i nematodi sono stati divisi in 2 Gruppi: Gruppo 1, composto da organismi con apparato boccale “non armato”, e Gruppo 2, con apparato boccale “armato”. Ogni gruppo è stato poi suddiviso, come segue, in base alle caratteristiche funzionali:

Gruppo (1A): “selective deposit-feeders” (batterivori), composto da specie con cavità boccale assente o ridotta. Queste specie raccolgono selettivamente le particelle molto piccole, come i batteri.

Gruppo (1B): “non selctive deposit-feeders”non selettivi, composto da specie caratterizzate da apparato boccale privo di appendici ma di ampie dimensioni. Si nutrono di detrito, ma non selettivamente.

Gruppo (2A): “epigrowth-feeders” (o epistrate-feeders), composto da specie presumibilmente erbivore.

Gruppo (2B): predatori-onnivori, composto da specie caratterizzate da ampie cavità boccali provviste di denti.


45

Indice di diversità trofica (ITD) L’indice di diversità trofica ITD (Heip et al., 1985) è stato calcolato al fine di definire il trofismo dominante:

ITD = Σni=1 θ2

Dove:

θ= il contributo della densità di ciascun gruppo trofico sulla densità totale dei nematodi

n= numero di gruppi trofici.

L’indice ITD varia da 0,25, massima diversità trofica (es. quando i quattro gruppi trofici raggiungono ciascuno il 25%) a 1, minima diversità trofica (es. un unico gruppo trofico rappresenta la totalità dei nematodi).

Indice di maturità (MI) L’MI si calcola come media di tutti i valori di c-p di ogni genere:

MI=∑ υ(i) f(i) Dove:

υ(i) è il valore di c-p proprio di ogni genere

f(i) è la frequenza di ogni genere nel campione.

2.1.4 Trattamento statistico dei dati Per confrontare condizioni ambientali diverse sotto molti punti di vista (temporalmente, spazialmente, in seguito a stress e/o fenomeni di disturbo) è utile applicare indici uni- o multivariati che, utilizzando dati quali-quantitativi (presenza/assenza, numero, biomassa) relativi alle specie presenti in ciascuna stazione, forniscono indicazioni sulla struttura della comunità.

I principali indici utilizzati in ecologia marina sono:

Analisi univariate:

- indici di diversità

- abbondanza di specie indicatrici

Analisi distribuzionali:

-“ABC” curves

- K dominanza

Analisi Univariata

Nelle indagini ecologiche l’uso di uno o più indici di diversità a livello specifico è estremamente diffuso. Due sono gli aspetti che contribuiscono al concetto di diversità a livello di comunità: la ricchezza specifica, ovvero una misura relativa al numero totale di specie presenti e l’equitabilità, che esprime l’omogeneità di distribuzione degli organismi tra le specie.


46

Indice di diversità di Shannon – Weaver:

H’ = Σpi (log2 pi) Dove:

pi= ni /N

con:

ni = numero individui della specie i

pi = probabilità di importanza per ciascuna specie

N = numero totale di individui

Questo indice incorpora sia la ricchezza specifica che l’equitabilità. I valori possono variare tra 0 e log2 S, dove S è il numero di specie.

Analisi Multivariata

I metodi di studio univariati tendono a riassumere l’informazione in un numero o in un andamento che può essere utilizzato in un confronto tra comunità, ma che è indipendente dall’effettivo assetto specifico delle stesse. I metodi multivariati, invece, si propongono di confrontare le comunità sulla base delle somiglianze e differenze nella loro struttura in specie, in termini qualitativi e/o quantitativi. Tali metodi utilizzano come dati di partenza le abbondanze o le presenze/assenze delle specie, con l’obiettivo di suggerire ipotesi sui fattori ambientali che in qualche modo determinano la struttura delle comunità osservate. Il punto di partenza è pertanto la DATA MATRIX dove p (specie) x n (campioni) costituiscono una matrice rettangolare dove i dati possono essere densità o biomasse.

Indici o coefficienti di similarità: Misurano la similarità (S) della struttura di comunità tra ciascuna coppia di campioni. Il range di S va da 0 (i campioni sono totalmente dissimili) a 1 (i campioni sono totalmente simili).

Successivamente tutti i valori dei coefficienti di similarità tra coppie di campioni vengono raggruppati in una matrice di similarità, cioè set di coefficienti di similarità calcolati tra ciascuna coppia di campioni ed espressa sotto forma di matrice triangolare.

Esistono vari indici di similarità: qualitativi (valutano solo la presenza o l’assenza di una specie nel fare il confronto tra due campioni) e quantitativi (valutano anche l’abbondanza).

Indici o coefficienti di dissimilarità: Misurano la dissimilarità (d) tra ciascuna coppia di campioni. Servono per effettuare ordinamenti dei dati, in cui le dissimilarità tra coppie di campioni sono convertite in distanze tra i punti stazione collocati su una ”mappa”:

Cluster analysis: allo scopo di trovare raggruppamenti naturali di campioni, in modo tale che i campioni all’interno di un gruppo siano più simili tra loro che con campioni di altri gruppi.

PCA: tecnica per “mappare” i campioni in uno spazio con un basso numero di dimensioni tale per cui le distanze tra i campioni cercano di rifletterne la dissimilarità.

MDS: il punto di partenza è la matrice di dissimilarità. Infatti l’ordinamento dipende solo dai ranghi di similarità nella matrice triangolare. Tenta di costruire una mappa dei campioni usando informazioni del tipo “il campione 1 è più vicino al 4 di quanto non sia al 2 o al 3”. L’MDS può essere ruotato poiché quello che conta è la posizione reciproca dei campioni.


47

I test per le differenze nei valori medi e le analisi di correlazione sono state effettuate tramite l’analisi statistica parametrica. L’analisi statistica è stata effettuata con il software MATLAB. L’analisi della varianza a più vie (multi-way ANOVA) e il test post-hoc di Tukey sono stati utilizzati per testare differenze nei singoli parametri. L’analisi del BIOENV (Primer, 5v) è stata utilizzata per indagare le relazioni tra i parametri ambientali e la densità della meiofauna totale e della nematofauna. L’analisi del SIMPER (Primer, 5v) è stata effettuata per identificare i generi che maggiormente diversificano le stazioni. Infine, l’analisi multivariata dell’MDS (Primer, 5v), è stata utilizzata per determinare la similarità/diversità tra i siti di campionamento sulla base delle principali variabili meiobentoniche.


48

3 Risultati

3.1 Marina degli Aregai

3.1.1 Parametri fisico-chimici

3.1.1.1 Eh I grafici riportati in Figura 3 illustrano la condizione di ossigenazione dei sedimenti nei mesi di Luglio e Gennaio nel Porto di Marina degli Aregai. I valori di potenziale redox (Eh), sono risultati spesso negativi, indicando una condizione di anossia che caratterizza i sedimenti oggetto di studio. Le uniche stazioni che si differenziano per valori di Eh positivi sono la 1A, la 2 e la 4. Tutte le altre stazioni presentano valori di potenziale redox negativi, con valori minimi di Eh nella stazione 3 (- 240 mV, in media) nel mese di Luglio.

La rappresentazione dei valori di Eh nelle quattro aree conferma la maggiore condizione riducente dei sedimenti, data da valori di Eh costantemente negativi, nell’area 3. La condizione meno riducente viene, invece, riscontrata nell’area 4 dove risultano valori mediamente positivi (+ 26.5 mV), come ci si può aspettare, essendo l’area più vicina all’imboccatura del porto e, quindi, con un maggior ricircolo di acqua e conseguentemente di ossigeno.

Un confronto tra i due periodi presi in considerazione può essere effettuato solo per la stazione 1, dove sono risultati identici valori di Eh (-150 mV), per la stazione 2, dove i sedimenti sono risultati maggiormente riducenti nel mese di Gennaio (+15 mV di Gennaio contro i +110 mV di Luglio) e per la stazione 4 A dove i valori rilevati a Gennaio sono pesantemente inferiori a quelli di Luglio (-200 mV e -57 mV rispettivamente).


49

-300-250-200-150-100-50

050

100150

st 1 st 1A st2 st 2A st3 st3A st4 st4A

LUGLIOGENNAIO

Figura 3. Valori medi di Eh nello strato 0-2 cm nel mese di Luglio e Gennaio nelle otto stazioni considerate e nelle quattro aree critiche.

3.1.1.2 AVS

05

1015202530354045

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

µmol

/m

0-2 cm 2-5 cm

Figura 4. Concentrazioni di AVS nelle stazioni e periodi considerati nel porticciolo di Marina degli Aregai.

Le concentrazioni di AVS rilevate nelle stazioni di Marina degli Aregai mettono in evidenza concentrazioni significativamente maggiori nella stazione 3 (in media 35 µmol/ml) rispetto alle altre stazioni (valore medio di 6.55 ± 2.66 µmol/ml). La distribuzione verticale mostra in tutte le stazioni concentrazioni maggiori nello strato sotto superficiale (2-5 cm).


51

3.1.1.3 Idrocarburi Le concentrazioni di idrocarburi (espressi come somma degli IPA) sono riportate in Figura 5.

0

50

100

150

200

250

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4 A

ng/g

sed

DW

Luglio Gennaio

Figura 5. Concentrazioni di idrocarburi nelle stazioni di marina degli Aregai nei due periodi di monitoraggio.

Le concentrazioni di IPA si sono mantenute costanti nei due mesi considerati, con l’eccezione a gennaio per la St. 4A e comprese fra 82 ng / g sed DW e 186 ng / g sed DW, rispettivamente in St. 1 e St. 4A, entrambi a Gennaio.

La distribuzione spaziale degli IPA fra la stazioni considerato non ha messo in evidenza zone a maggior accumulo di idrocarburi, soprattutto nel mese di Luglio, caso a parte è l’elevato aumento in concentrazione rilevato nella St. 4A a Gennaio.

3.1.1.4 Metalli Pesanti In Figura 6 sono riportate le concentrazioni di Metalli pesanti presenti nel Porto di Marina degli Aregai (espresse in ppm) nei due mesi di campionamento.

0

20

40

60

80

100

120

140

St.1 L. St.2 L. St 3 L. St.4A L. St.1 G. St.2 G. St.3 G. St.4A G.

ppm

As Cu Pb Hg Ni Zn

Figura 6. Concentrazioni di Metalli pesanti nelle quattro stazioni considerate.

In tutte le stazioni, sia a Luglio che a Gennaio, le concentrazioni di Cd, Cr, Pb e Ag sono basse. In particolare il Cd presenta valori minimi < 0.01 ppm. nelle stazioni 1, 2, 4A di Luglio e nelle stazioni 2 e 3 di Gennaio e valori massimi pari a 0.37 ppm nella stazione 4A di Gennaio. Il Cr ha concentrazioni minime nella stazione 1 di Luglio (11.4 ppm.) ed un massimo nella stazione 3 di Luglio (26.8 ppm.). Le minori concentrazioni di Pb si sono rilevate nella stazione 1 di Gennaio (8 ppm.) e le massime nella stazione 4A di Gennaio (26 ppm.). L’Ag presenta minime concentrazioni nella stazione 1 nel mese di Luglio (0.027 ppm.) e massime nella stazione 2 nel mese di Luglio (0.23 ppm.).


52

Gli altri Metalli analizzati presentano concentrazioni maggiori. In particolare l’As presenta un minimo nella stazione 2 nel mese di Gennaio (5.8 ppm.) ed un massimo nella stazione 3 di Luglio (23.5 ppm.). Il Cu ha concentrazioni minime nella stazione 2 a Luglio (10 ppm.) e massime nella stazione 3 sempre nel mese di Luglio (187 ppm). Le concentrazioni minime di Hg si hanno nella stazione 4A di Luglio (0.04 ppm) e quelle massime nella stazione 3 nel mese di Luglio (11.5 ppm). Il Ni mostra le minori concentrazioni nella stazione 2 di Gennaio (12 ppm), mentre quelle massime sono nella stazione 1 di Gennaio (29 ppm). I valori più bassi di Zn si sono riscontrati nelle stazioni 1 e 2 di Luglio, con concentrazioni pari a 38 ppm. ed i valori più elevati nella stazione 3 di Luglio con concentrazioni pari a 227 ppm.

3.1.2

3.1.3 Sostanza organica

3.1.3.1 Carboidrati In Figura 7 sono riportati i grafici relativi alle concentrazioni dei carboidrati (Cho) rinvenute negli otto siti di campionamento nel mese di Luglio e nel mese di Gennaio, nello strato di profondità 0-2 cm, espresse in mg g-1 sed DW. Nel mese di Luglio, dai grafici risultano evidenti le differenze fra le stazioni, in particolare, la stazione 3 presenta le concentrazioni medie più elevate (7.10 ± 2.28 mg g-1 sed DW) a differenza della stazione 1 che presenta valori relativamente bassi (0.72 ± 0.18 mg g-1 sed DW) (Anova,p<0.05).

Il mese di Gennaio ha rilevato sostanziali cambiamenti, in particolare con un notevole incremento nella stazione 4A, che da valori medi di 4.06 ± 1.04 mg g-1 sed DW nel mese di Luglio riporta una concentrazione media di 16.45 ± 1.04 mg g-1 sed DW. La stazione 3 ha avuto al contrario un decremento, passando da concentrazioni pari a 7.10 ± 2.28 mg g-1 sed DW nel mese di Luglio a 1.09 ± 0.16 mg g-1 sed DW nel mese di Gennaio.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

St 1 St 1A St 2 St 2 A St 3 St 3 A St 4 St 4 A

mg

/g s

ed D

W

LUGLIO

GENNAIO

Figura 7. Concentrazioni medie di carboidrati nei mesi di Luglio e di Gennaio nel porto di Marina degli Aregai.

3.1.3.2 Proteine In Figura 8 sono riportati i valori relativi alle concentrazioni delle proteine (PRT) nelle otto stazioni nello strato 0-2 cm del porto di Marina degli Aregai, espresse in mg/g sed DW.

L’andamento temporale mostra una notevole differenza fra le concentrazioni dei due mesi indagati: in particolare, nel mese di Gennaio i valori delle proteine sono mediamente triplicati.

Prendendo in considerazione l’andamento delle otto stazioni, nel mese di Luglio nella stazione 1A si sono riscontrati i valori minimi registrati (0.22 ± 0.01 mg/g sed DW); i valori


53

massimi sono stati invece rilevati nella stazione 3 (2.12 ± 0.05 mg/g sed DW). Si nota inoltre una notevole differenza tra la stazione 3 (2.12 ± 0.05 mg/g sed DW) e la stazione 3A (0.56 ± 0.14 mg/g sed DW) (Anova, p<0.05).

Analizzando i valori riportati per il mese di Gennaio, le concentrazioni minime sono state riscontrate nella stazione 3 (0.89 ± 0.14 mg/g sed DW) , a differenza del mese di Luglio dove i valori minimi erano nella stazione 1. Da notere anche il fatto che la stazione 3 è l’unica stazione in cui le concentrazioni riscontrate nel mese di Luglio sono superiori a quelle di Gennaio. I valori massimi di proteine rinvenuti nel mese di Gennaio sono stati quelli della stazione 4A con concentrazioni pari a 5.17 ± 1.99 mg/g sed DW.

012345678

St. 1 St. 1A St. 2 St. 2A St. 3 St. 3A St. 4 St. 4A

mg

/g s

ed D

W

lugliogennaio

Figura 8. Concentrazioni medie di proteine nei mesi di Luglio e Gennaio nel porto di Marina degli Aregai.

3.1.3.3 Pigmenti clorofilliani In Figura 9 sono presentati i grafici relativi alle concentrazioni di clorofilla –a (Chl-a) e dei feopigmenti rilevati nello stato 0-2 cm nei mesi di Luglio e di Gennaio nelle otto stazioni, nel porto di Marina degli Aregai, espressi in µg/g sed DW.

LUGLIO

0

5

10

15

20

25

30

St. 1 St. 1a ST. 2 St. 2a St. 3 St.3a St. 4 St. 4a

Chl (µg/g sed DW)

Feo (µg/g sed DW)

GENNAIO

0

100

200

300

400

500

600

700

800


Chl (µg/g sed DW)

Feo (µg/g sed DW)

Figura 9: Concentrazioni medie di clorofilla-a e feopigmenti nelle otto stazioni nello strato 0-2 cm nei mesi di Luglio e Gennaio.

Le concentrazioni di clorofilla–a e feopigmenti sono notevolmente superiori nel mese di Gennaio, rispetto al mese di Luglio.

Nel mese di Luglio i valori di Chl-a vanno da un minimo di 0.67 ± 0.13 µg/g sed DW nella stazione 1A ad un massimo di 1.26 ± 0.05 µg/g sed DW nella stazione 2A (Anova,p<0.05). Nel mese di Gennaio invece le concentrazioni Chl-a presentano range di valori più ampi, infatti la stazione 3 rileva le concentrazioni minime riscontrate (11.10 ± 3.47 µg/g sed DW)


54

molto differenti da quelle massime riscontrate nella stazione 4A (84.29 ± 14.82 µg/g sed DW).

Le concentrazioni di feopigmenti, indicatori dei pigmenti inattivi di clorofilla, risultano molto maggiori rispetto alle concentrazioni di clorofilla-a: nel mese di Luglio i valori minimi si sono riscontrati nella stazione 1A (1.33 ± 0.24 µg /g sed DW) e i valori massimi nella stazione 3a (13.05 ±0.24 µg /g sed DW). Si può anche notare una notevole differenza tra le stazioni 3 e 3A , con valori 3.7 ± 0.15 µg /g sed DW e 13.05 ± 13.67 µg /g sed DW. Nel mese di Gennaio le concentrazioni di feo pigmenti, rispetto al mese di Luglio, sono significativamente maggiori (Anova, p<0.05): i valori minimi riscontrati sono di 72.21 ± 18.14 µg /g sed DW nella stazione 3 e quelli massimi sono stati rilevati nella stazione 4A con valori medi di 584.10 ± 108.14 µg /g sed DW.

In Figura 10 sono stati rappresentati i valori di rapporto presenti tra la clorofilla-a ed i feopigmenti, al fine di evidenziare come nei vari siti analizzati, siano maggiormente presenti fenomeni di decomposizione rispetto a quelli di produzione. Già dai grafici precedenti risulta evidente come i fenomeni di decomposizione siano preponderanti rispetto alla produzione, difatti i valori di feopigmenti sono risultati sempre molto maggiori rispetto a quelli di clorofilla-a. In particolare, si può notare come la situazione maggiormente caratterizzata da fenomeni di decomposizione sia rappresentata nella stazione 3A (0.09) nel mese di Luglio e la stazione 4 (0.04) nel mese di Gennaio. La situazione che rileva invece una situazione più produttiva si è riscontrata nella stazione 1A sia nel mese di Luglio che a Gennaio (0.51 e 0.21 rispettivamente). Da notare comunque come i rapporti nel corso dei mesi sia notevolmente cambiato, determinando condizioni sempre meno produttive.

Chl-a / Feo

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60


Chl-a / Feo

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25


Figura 10. Rapporto Chl-a / Feo nelle otto stazioni del porto di marina degli Aregai nei mesi di Luglio e Gennaio.

3.1.4 Comunita’ batterica

3.1.4.1 Densità e Biomassa batterica totale In Figura 11 sono riportati graficamente i risultati relativi alle densità batteriche totali nello strato 0-2 cm nei mesi di Luglio e Gennaio, espresse in numero di cellule batteriche /g sed DW (n°cell*108/g sed DW).

0

25

50

75

100

St. 1 St. 1a St. 2 St. 2a St. 3 St. 3a St. 4 St. 4a

n°ce

ll*10

8 /g se

d D

W

LUGLIO GENNAIO


55

COLIFORMI FECALI - gennaio

0

50

100

150

200

ST 1 ST 2 ST 3 ST 4

UFC

/100

ml

ACQUA

CAROTA

COLIFORMI FECALI - luglio

0

50

100

150

200

ST 1 ST 2 ST 3 ST 4

UFC

/100

ml

ACQUA

CAROTA

Figura 11. Densità batteriche espresse come n°cell*108/g sed DW, nei due mesi monitorati e nelle otto stazioni campionate.

Le densità batteriche riportate mostrano valori molto elevati, come ci si può aspettare in un ambiente portuale. La distribuzione spaziale orizzontale della comunità batterica nelle 8 stazioni mostra alcune variazioni significative. In particolare, il numero totale di batteri (TBN) presenta valori significativamente elevati nelle stazioni 3 di Luglio (49.2 ± 0.7 n°cell*108/g sed DW), 4 e 4A di Gennaio (43 ± 3.9 n°cell*108/g sed DW e 198 ± 7.2 n°cell*108/g sed DW rispettivamente) rispetto alle altre stazioni considerate (Anova, p<0.05). Tutte le altre stazioni indagate presentano invece valori piuttosto omogenei tra loro, con un minimo nella stazione 1A a Luglio (2.6 ± 0.4 n°cell*108/g sed DW) ed un massimo nella stazione 3A di Gennaio (21.4 ± 3.9 n°cell*108/g sed DW).

In Figura 12 viene rappresentato l’andamento della biomassa batterica, che rispecchia gli andamenti descritti per la densità batterica, con valori maggiori riscontrati nelle stazioni 3 di Luglio e 4 e 4A di Gennaio.

0

100

200

300

400

500

St. 1 St. 1a St. 2 St. 2a St. 3 St. 3a St. 4 St. 4a

µgC

/ g se

d D

W

LUGLIO GENNAIO

Figura 12. Biomassa batterica espressa come µgC/g sed DW nello strato 0-2 cm.

3.1.4.2 Analisi Microbiologiche Coliformi fecali In Figura 13 sono presentati i valori medi di densità di Coliformi fecali riscontrati in campioni di acqua ed acqua di interfaccia nel porticciolo di Marina degli Aregai nei mesi di Luglio e Gennaio, espressi in termini di UFC/100ml.

Figura 13. Valori medi di densità di Coliformi fecali nelle 4 stazioni di campionamento del porticciolo di Marina degli Aregai nei mesi di Luglio e Gennaio.


56

STREPTOCOCCHI FECALI - luglio

0

100

200

300

400

500

600

ST 1 ST 2 ST 3 ST 4

UFC

/100

ml

ACQUA

CAROTA

STREPTOCOCCHI FECALI - gennaio

0

100

200300

400

500

600

ST 1 ST 2 ST 3 ST 4

UFC

/100

ml

ACQUA

CAROTA

Nel mese di Luglio i massimi valori registrati sono stati riscontrati nell’area 1, sia per quanto riguarda l’acqua (51,75 ± 10,25 UFC/100 ml) che l’acqua di interfaccia (112,50 ± 23,27 UFC/100ml). I valori minimi sono stati invece registrati nell’area 4 (in acqua 0,81 ± 0,21 UFC/100ml e in acqua di interfaccia 10,00 ± 0,00 UFC/100 ml)

Nel mese di Gennaio i valori massimi sono sempre stati rilevati nell’area 1 (nell’acqua 83,47 ± 11,67 UFC/100ml e nell’acqua di interfaccia 143,75 ± 53,44 UFC/100ml), mentre si è assistito ad un generico decremento di densità batterica per le altre aree, eccetto la 4, in cui è stato riscontrato un valore medio di 2,17 ± 0,24 UFC/100ml per i campioni di acqua e di 18 ± 2,74UFC/100 ml per quelli di acqua di interfaccia.

Streptococchi fecali In Figura 14 sono riportati i valori medi di densità di Streptococchi fecali riscontrati in campioni di acqua ed acqua di interfaccia nel porticciolo di Marina degli Aregai nei mesi di luglio e gennaio, espressi in UFC/100ml.

Figura 14. Valori medi di densità di Streptococchi fecali nelle 4 stazioni di campionamento del porticciolo di Marina degli Aregai nei mesi di Luglio e Gennaio.

Nel mese di Luglio i massimi valori registrati sono stati riscontrati nell’area 1 per quanto riguarda i campioni di acqua (64.65 ± 6.69 UFC/100ml) e nella 3 per quanto riguarda l’acqua di interfaccia (307.50 ± 78.05 UFC/100 ml). I valori minimi sono stati registrati nell’area 4 (in acqua 2.83 ± 0.58 UFC/100ml e in acqua di interfaccia 21.67 ± 10.41 UFC/100 ml).

Nel mese di Gennaio i valori massimi sono stati rilevati nell’area 1 (nell’acqua 66.44 ± 2.12 UFC/100ml e nell’acqua di interfaccia 85.83 + 21.8 UFC/100ml), mentre si è assistito ad un netto decremento di densità batterica nei campioni di acqua di interfaccia dell’area 3 (33.33 ± 11.55 UFC/100 ml).


57

Vibrioni Vibrio spp. In Figura 15 si riportano le curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento del genere Vibrio spp. in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nell’area 3 del porticciolo di Marina degli Aregai nel mese di luglio.

In questa analisi non è stato utilizzato controllo positivo.

Figura 15. Curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento del genere Vibrio spp. in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 del porticciolo di Marina degli Aregai nel mese di Luglio.

La curva di amplificazione e il relativo prodotto di melting confermano la presenza del genere Vibrio nel campione.

Vibrio parahemolyticus In Figura 16 si riportano le curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V. parahaemolyticus in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nell’area 3 del porticciolo di Marina degli Aregai nel mese di Luglio.

a)

b)


58

Figura 16. Curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V.parahaemolyticus in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 del porticciolo di Marina degli Aregai nel mese di Luglio.

La curva di amplificazione e il relativo prodotto di melting evidenziano l’assenza di Vibrio parahaemolyticus nel campione.

Vibrio cholerae In Figura 17 si riportano le curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V.cholerae in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 del porticciolo di Marina degli Aregai nel mese di Luglio.

campione controllo + acqua (controllo -)


a)

b)


59

Figura 17. Curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V.cholerae in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 del porticciolo di Marina degli Aregai nel mese di luglio.

La curva di amplificazione e il relativo prodotto di melting evidenziano l’assenza di Vibrio cholerae nel campione.

Vibrio vulnificus In Figura 18 si riportano le curve di amplificazione (A) e melting (B) relative al rilevamento di V. vulnificus in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nell’area 3 del porticciolo di Marina degli Aregai nel mese di Luglio.


a)

b)


60

Figura 18. Curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V.vulnificus in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 del porticciolo di Marina degli Aregai nel mese di Luglio.

La curva di amplificazione e il relativo prodotto di melting evidenziano l’assenza di Vibrio vulnificus nel campione.


a)

b)


61

3.1.5 Comunita’ meiobentonica

3.1.5.1 Densità totale della meiofauna In Figura 19 viene riportata graficamente la densità, espressa in ind/10cm2, della comunità meiobentonica nelle otto stazioni considerate nello strato 0-2 cm.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

St 1 St 1 A St 2 St 2 A St 3 St 3A St4 St4A

ind/

10cm

2

LUGLIO GENNAIO

Figura 19. Densità totale della meiofauna nel porto di Marina degli Aregai, (ind/10cm2) nelle stazioni e mesi considerati.

Nelle otto stazioni le densità meiobentoniche sono risultate significativamente diverse (anova,p<0.05). I valori più bassi riscontrati sono quelli della stazione 1A nel mese di Luglio (322.9 ± 15.8 ind/10cm2 ), mentre la stazione 3A nel mese di Gennaio è risultata la più densa (2586 ± 873 ind/10cm2 ). Possiamo notare dal grafico come i due periodi di campionamento abbiano dato valori molto distanti, in particolare i valori massimi di densità nel mese di Luglio corrispondono a quelli minimi riscontrati nel mese di Gennaio (il massimo di densità pari a 1012,4 ± 297 ind/10cm2 della stazione 2A di Luglio contro il minimo di 928,7 ± 464,3 ind/10cm2 della stazione 1A di Gennaio.

3.1.5.2 Struttura della comunità Nella Figura 20 vengono rappresentati i numeri di taxa ritrovati nelle otto stazioni.

0

2

4

6

8

10

12


n° ta

xa

LUGLIO GENNAIO

Figura 20. Numero di taxa diversi presenti nelle otto stazioni nello strato 0-2 cm di sedimento nel Porto di Marina degli Aregai nei due periodi.

Le stazioni più diversificate sono la 3 nel mese di Luglio e la 1 nel mese di Gennaio, che risultano caratterizzate da 10 taxa, mentre le meno ricche, con un numero di taxa pari a 6,


62

riscontrate nelle stazioni 2A nei mesi di Luglio e Gennaio, nella stazione 2 di Gennaio e nella stazione 4A nel mese di Gennaio.

La Figura 21 mostra il contributo percentuale dei taxa identificati nelle otto stazioni di campionamento del porticciolo di Marina degli Aregai nei mesi di Luglio e Gennaio.

a)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

St 1 St 1a St 2 St 2a St. 3 St. 3a St. 4 St. 4a

Nematodi Copepodi Naupli Policheti Bivalvi OstracodiKinorhynca Turbellari Oligocheti Tardigradi Tanaidacei Acarina

b)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%


Nematodi Copepodi Naupli Policheti Ostracodi TurbellariOligocheti Gastrotrichi Amphipodi Acarina Tanaidacei Altri

Figura 21. Composizione percentuale della comunità meiobentonica nelle stazioni indagate, nello strato 0-2 cm nei mesi di Luglio (a) e Gennaio (b).

La composizione percentuale della comunità meiobentonica presenta, nell’area portuale di Marina degli Aregai, una netta dominanza del taxa Nematoda: in particolare nel mese di Luglio i valori risultano tutti superiori al 63% (stazione 4A), con un picco dell’ 88% nella stazione 3A. Nel mese di Gennaio la situazione risulta maggiormente diversificata:la stazione 3A, che a Luglio era risultata composta quasi esclusivamente da nematodi, presenta ora una percentuale relativamente bassa di questo taxon (20.1%). Sempre in questa stazione la percentuale degli altri taxa cresce notevolmente e la sua distribuzione risulta più omogenea (26.7% di copepodi e 37.7 di nauplii). Il taxon dei nematodi presenta valori elevatissimi nella stazione 2A dove rappresentano più del 91% della comunità. In entrambi i mesi, il secondo taxa maggiormente rappresentato è quello dei Naupli, con valori compresi tra un minimo nella stazione 2A di Gennaio (1.7% ) ad un massimo nella stazione 4A di Gennaio (40.32%). Anche il taxa dei copepodi riveste un ruolo abbastanza importante


63

nella rappresentazione della comunità meiobentonica, costituendo il 26.7% della comunità presente nella stazione 3A nel mese di Gennaio. Gli altri taxa (ritrovati, Policheti, Oligocheti, Ostracodi, Turbellari, Tanaidacei, Bivalvi, Kinorinca, Amphipodi,Tardigradi ,Gastrotrichi e Acarina) presentano, invece,valori percentuali molto bassi.

Oltre alla semplice rappresentazione percentuale dei vari taxa presenti si possono fare ulteriori considerazioni, ad esempio il rapporto tra taxa. Il rapporto Nematodi Copepodi, che viene proposto da Raffaelli e Manson nel 1981 e ripreso poi da altri autori, parte dal presupposto che i Nematodi siano tolleranti rispetto a condizioni di disturbo o arricchimento organico, mentre i copepodi sono particolarmente sensibili. Pertanto più elevato è il rapporto, maggiori sono le condizioni di disturbo, mentre valori contenuti indicherebbero condizioni non particolarmente disturbate da arricchimento organico.

0

10

20

30

40

50

60


Ne/

Co

LUGLIO GENNAIO

Figura 22. Valori dei rapporti Nematodi /Copepodi (Ne/Co).

Dal grafico di Figura 22 possiamo notare come, in generale le stazioni presentano rapporti piuttosto omogenei, ad eccezione delle stazioni 3A nel mese di Luglio e 2A nel mese di Gennaio, dove i valori di rapporto risultano molto elevati (45.8 e 51.1 rispettivamente). Questo ci può far supporre che siano le stazioni maggiormente disturbate da arricchimento organico. Più in generale, comunque, possiamo dire che le altre stazioni risultano meno impattate da arricchimento organico, presentando valori compresi in un range più ristretto che va da un minimo di 0.7 nella stazione 3A di Gennaio ad un massimo di 14.2 nella stazione 3 di Luglio. I rapporti tra nematodi e copepodi considerati sono comunque abbastanza elevati, come ci si può ovviamente aspettare in un ecosistema portuale.

3.1.5.3 Densità e Biomassa del taxon Nematoda In Figura 23 sono riportate le densità dei Nematodi nello strato 0-2 cm nei mesidi Luglio e Gennaio. Le densità dei nematodi nelle otto stazioni sono risultate significativamente diverse (Anova, p<0.05) ed elevate, in particolare nel mese di Gennaio. Possiamo notare infatti, che i valori di densità vanno da 219.1 ± 12.5 ind/10cm2 nella stazione 4A di Luglio, a 1708.4 ± 1023.8 ind/10cm2 nella stazione 3 di Gennaio. Dal grafico si deduce inoltre che le stazioni tra loro sono abbastanza eterogenee: in particolare, le stazioni 2, 2A e 3 nel mese di Gennaio presentano densità di nematodi molto elevate; le stazioni 1, 2A, 4 nel mese di Luglio e 1 nel mese di Gennaio hanno densità medie e le restanti stazioni medio-basse. Le densità rilevate nel porto di Marina degli Aregai risultano comunque nel complesso elevate.


64

0

500

1000

1500

2000

2500


ind/

10 c

m2

LUGLIO GENNAIO

Figura 23. Densità dei nematodi nello strato 0-2 cm (numero di individui/10 cm2).

Per i campioni prelevati è stato effettuato inoltre il riconoscimento dei Nematodi a livello di genere e ne è stata calcolata anche la biomassa, espressa come µgC/ind. In questa analisi sono state prese in considerazione sole le quattro stazioni di dettaglio e la stazione 4A, perchè la più prossima allo sbocco del porticciolo.

BIOMASSA (µgC/ind)

0,000,01

0,020,030,04

0,050,06

0,070,08

st 1 st 2 st 3 st 4

Figura 24. Biomassa della comunità di nematodi nelle quattro stazioni di dettaglio nello strato 0-2 cm, espressa come µgC/ind.

I valori di biomassa rilevati nelle quattro stazioni di Marina degli Aregai non mostrano significative differenze, tuttavia si possono notare valori maggiori di biomassa nella stazione 2 (0.07 ± 0.00 µg C/ind) e valori minimi nella stazione 4 (0.04 ± 0.01 µgC/ind).

I valori di biomassa sono comunque molto elevati, causa probabilmente di una grande disponibilità alimentare, determinata probabilmente dall’arricchimento organico: questo ci conferma la loro predisposizione all’adattamento, anche nonostante le condizioni di anossia che si sono rilevate nello strato superficiale.


65

3.1.5.4 Identificazione dei generi di nemaodi In Tabella 2 sono riportate le famiglie e i generi di nematodi identificati nei quattro siti del Porto di Marina degli Aregai nello strato 0-2 cm nel mese di Luglio. In totale sono stati identificati 44 generi appartenenti a 18 famiglie.

FAMIGLIA GENERE St. 1 St. 2 St. 3 St. 4 St. 4AAnticomidae Anticoma spp. 6.7 3.3 1.1 2.2 3.1Anoplostomatidae Anoplostoma spp. 0.5 2.2 2.9 7.4 0.7Oxystominidae Oxystomina spp. 0.6 0.0 0.0 0.0 0.0

Halalaimus spp. 0.5 0.0 0.0 0.0 0.0Thoracostomopsidae Mesachantion spp. 0.0 0.0 1.1 1.2 0.7Tripyloididae Tripyloides spp. 0.0 0.6 0.0 0.0 0.0Trefusidae Halanonchus spp. 0.0 1.1 0.0 0.0 0.0Xyalidae Daptonema spp. 39.2 25.6 31.1 30.8 25.9

Metadesmolaimus spp. 1.0 0.0 0.0 1.1 1.5Xyalidae 1.3 1.1 0.0 0.6 1.5Stylotheristus spp. 0.0 9.0 5.7 3.0 9.2Paramonhystera spp. 0.6 1.1 2.8 0.6 0.7

Linhomoeidae Terschellingia spp. 3.7 1.1 2.9 0.6 2.3Metalinhomoeus spp. 4.1 7.1 6.6 2.9 3.8Paralinhomoeus spp. 1.7 2.2 1.2 0.6 0.8Linhomoeidae 1.3 0.0 0.0 0.0 0.0

Axonolaimidae Odontophora spp. 0.6 5.5 4.2 2.4 0.8Parodontophora spp. 0.5 0.0 0.0 0.0 0.0

Chromadoridae Prochromadorella spp. 2.8 1.7 1.7 4.0 6.0Chromadorita/Innocuonema spp. 3.6 1.1 1.1 5.8 1.5Chromadorina spp. 0.0 0.6 0.6 0.6 0.0Dichromadora spp. 0.5 0.0 1.7 0.6 1.5Chromadorella spp. 1.0 3.9 0.0 1.1 0.8Chromadoridae 1.0 0.5 1.1 0.0 0.0Ptycholaimellus spp. 0.0 0.5 1.8 0.6 0.0

Comesomatidae Sabateira spp. 2.4 2.2 7.9 1.7 1.6Paracomesoma spp. 0.0 0.0 0.0 0.6 0.0

Ethmolaimidae Comesa spp. 0.0 0.0 0.0 0.6 0.8Filitonchus spp. 1.8 4.3 1.7 1.1 0.0Neotonchus spp. 1.0 4.5 4.9 4.1 9.2Nannolaimus spp. 0.0 0.0 0.6 0.0 2.3

Cyatholaimidae Cyatholaimidae spp. 1.7 0.0 0.0 0.0 0.8Marylynnia spp. 6.1 9.7 5.9 10.9 3.8Parachanthoncus spp. 0.0 0.5 0.0 0.0 0.0Parachyatolaimus spp. 1.0 0.0 0.0 0.0 0.0

Selachinematidae Richtersia spp. 1.0 0.0 0.6 1.1 0.8Desmodoridae Desmodora spp. 1.0 2.2 3.0 3.6 2.3

Spirinia spp. 0.0 0.0 0.6 0.0 0.0Sigmophoronema spp. 0.0 0.0 0.0 0.0 1.5

Oncolaimidae Viscosia spp. 1.0 0.0 0.0 1.2 0.0Metoncholaimus spp. 3.6 0.0 0.0 0.0 0.8Oncolaimidae 0.5 0.0 0.0 0.0 0.0Molgolaimus spp. 6.7 8.2 6.1 8.6 14.5

Desmoscolecidae Tricoma spp. 0.5 0.6 1.1 0.6 0.8 Tabella 2. Percentuali dei generi rappresentati nelle stazioni di Marina degli Aregai.

In Figura 25 viene riportata la composizione percentuale media dei generi di nematodi più rappresentativi per ogni sito. Dal grafico risulta evidente la differente composizione della nematofauna nei tre siti. Comune a tutte le zone prese in considerazione è la notevole abbondanza percentuale del genere Daptonema spp. con valori compresi tra un minimo di 22% nella stazione 4A ad un massimo di 32.2 % nella stazione 4. La composizione deli restanti generi rilevati varia invece da stazione a stazione. In particolare la stazione 2 presenta una notevole percentuale del genere Marylynnia spp. (15.96 %).


66

0%

20%

40%

60%

80%

100%

St.1 St.2 St.3 St.4 st.4A

StylotheristusAmphimonhysteraOdontophoraChaetonemaMolgolaimusDesmodoraMetalinhomoeusTerschellingiaLinhomoeidaeOncolaimidaeFilitonchusMarylynniaCyatholaimidaeSabatieria AnticomaChromadoridaeChromadoritaProchromadorellaXyalidaeDaptonema

Figura 25. Composizione percentuale media dei generi di nematodi più rappresentativi nelle stazioni di Marina degli Aregai.

3.1.5.5 Indici ecoligici L’indice di Shannon-Wiener (H’) è stato utilizzato per evidenziare eventuali situazioni di stress nelle zone indagate dallo studio sul Porto di Marina degli Aregai.

0

5

10

15

20

25

30

35

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4 St. 4A

S

012345678910

H'(lo

g 2)

H'(log2) S

Figura 26. Valori medi dell’indice di Shannon-Wiener (H’) e numero di generi di nematodi (S) a Marina degli Aregai.

Nei siti indagati nel presente studio non si sono rilevate grosse differenze, riportando simili valori di H’ in tutte le stazioni, compresi fra 3.65 in St. 1 e 3.86 in St. 2. Il numero di generi identificati, tuttavia, permette di evidenziare una maggiore differenza fra le stazioni del porto (32 generi nella St. 1 e 26 nelle stazioni 2 e 3).

Il Maturity Index (MI), graficato in Figura 27 non mostra evidenti differenze nei quattro siti, nonostante la diversità di generi riscontrata, riportando un valor medio pari a 2.5.


67

1

2

3

4

5

St.1 St.2 St.3 St.4 St.4A

Mat

urity

Inde

x

Figura 27. Maturity Index nelle cinque stazioni del porto di Marina degli Aregai nello strato 0-2 cm nel mese di Luglio.

Valutazione del trofismo del taxon Nematoda

Dall’identificazione dei nematodi è stato possibile classificarli nei quattro gruppi trofici, proposti da Wieser (1953):

Selective deposit feeders (1A):

Non selective deposit feeders (1B):

Epistrate feeders (2A):

Predators (2B):

In Figura 28 sono riportate la composizione media percentuale dei gruppi trofici dei nematodi nelle stazioni analizzate nel porto di Marina degli Aregai.

0%

20%

40%

60%

80%

100%


2B

2A

1B

1A

Figura 28. Composizione media percentuale dei gruppi trofici dei nematodi.

In tutti i siti il gruppo trofico dominante è quello dei non selective deposit feeders (1B) con il 54% , seguiti dagli epistrate feeders (2A), presenti in media per il 32%, dai selective deposit feeders (1A) con il 12% e, infine, dai predatori (2B) con il 2%.

Dall’analisi del trofismo dei nematodi si è potuto calcolare l’indice di diversità trofica (ITD, Heip et al., 1985).

Tale indice, che nel caso di quattro gruppi trofici varia tra 0.25 (massima diversità trofica) ad un massimo di 1 (minima diversità trofica), ha mostrato valori molto simili nei cinque siti, con un valore medio di 0.40 ± 0.02, indicando una buona diversità trofica.


68

0,25

0,50

0,75

1,00


ITD aregai

Figura 29. ITD nelle stazioni del porto di Marina degli Aregai.


69

3.2 Portosole

3.2.1 Parametri fisico-chimici

3.2.1.1 Eh I valori di potenziale redox (Eh), rinvenuti nell’area portuale di Sanremo riportati in Figura 30, sono sempre negativi, indicando la condizione di forte anossia che caratterizza i sedimenti oggetto di studio.

La maggiore condizione riducente dei sedimenti nel mese di Luglio è stata riscontrata nella stazione 4, con valori di -200 mV, in contrasto con le ipotesi fatte per cui nel corridoio di passaggio dovrebbe essere presente un maggior ricircolo delle acque e di conseguenza una maggior ossigenazione. Nel mese di Gennaio la situazione nella stazione 4 risulta notevolmente migliorata, pur rimanendo alquanto riducente (-33 mV). La situazione risultata maggiormente riducente in questo mese invece si è presentata nella stazione 2, con valori pari a -210 mV,in contrasto con la situazione verificatasi a Luglio (-100 mV). Comunque in tutte le aree studiate si sono verificate situazioni di forte anossia: i valori maggiori ritrovati sono quelli presenti nelle stazioni 3 e 4 con valori pari a -75 e -33 mV, rispettivamente.

-250

-200

-150

-100

-50

0st1 st2 st3 st4

LUGLIOGENNAIO

Figura 30. Valori medi di Eh nelle quattro stazioni considerate nello strato 0-2 cm nei mesi di Luglio e Gennaio.


70

3.2.1.2 AVS

0

5

10

15

20

25

30

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

µmol

/m

0-2 cm 2-5 cm

Figura 31. Concentrazione degli AVS negli strati 0-2 cm e 2-5 cm.

Le concentrazioni di AVS (Figura 31) rilevate nei sedimenti di Portosole mostrano valore massimo nella St. 1, strato superficile 0-2 cm (27.77 µmol/ml) e minimo nella St. 3 0-2 cm (2.90 µmol/ml). Nei due strati di sedimento considerati, le concentrazioni dello strato superficiale risultano molto più differenti fra le stazioni rispetto a quelle presenti nello strato sotto superficiale 2-5 cm, che risultano più simili fra loro (comprese fra 13.63 µmol/ml e 21.69 µmol/ml).

3.2.1.3 Idrocarburi Le concentrazioni di idrocarburi (espressi come somma degli IPA) sono riportate in Figura 32.

0

50

100

150

200

250

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

ng/g

sed

DW

Luglio Gennaio

Figura 32. Concentrazione degli idrocarburi nei mesi di Luglio e Gennaio, a Portosole.

Le concentrazioni di IPA si sono mantenute costanti nei due mesi considerati e comprese fra 74 ng / g sed DW e 236 ng / g sed DW, rispettivamente in St. 2 e St. 4, entrambi a Luglio.

La distribuzione spaziale degli IPA ha messo in evidenza come le maggiori concentrazioni siano presenti nell stazione posta allo sbocco del porto (St. 4) in entrambi i periodi, seguita dalla St. 1. La stazione meno soggetta ad inquinamtno da IPA è la stazione 2.


71

3.2.1.4 Metalli In Figura 33 sono riportate le concentrazioni di Metalli pesanti presenti nel Porto di Sanremo espresse in ppm nei due mesi di campionamento.

020406080

100120140160180

St.1 L. St.2 L. St 3 L. St.4 L. St.1 G. St.2 G. St.3 G. St.4 G.

ppm

As Cu Pb Hg Ni Zn

Figura 33. Concentrazioni di Metalli pesanti nel porto di Sanremo nelle quattro stazioni campionate nei due mesi indagati.

Dai dati risulta come l’ As ed il Pb presentino concentrazioni minime nella stazione 3 nel mese di Gennaio ( 4.7 ppm e 16 ppm, rispettivamente) e concentrazioni massime nella stazione 1 nel mese di Gennaio( 12.7 ppm e 54 ppm rispettivamente). Il Ni, l’Ag ed il Cr presentano invece concentrazioni minime nella stazione 3 di Gennaio (8 ppm, 0.059 ppm e 9.8 ppm rispettivamente) e concentrazioni massime nella stazione 4 nel mese di Luglio (21 ppm, 0.249 ppm e 23.7 ppm rispettivamente). Le concentrazioni minime di Cu sono state rilevate nella stazione 2 di Gennaio e quelle massime nella stazione 1 nei mesi di Luglio e Gennaio (37 ppm e 208 ppm rispettivamente). Il Hg ha valori minimi pari a 0.072 ppm. nella stazione 3 di Gennaio e massime nella stazione 3 di Luglio ( 0.221 ppm). Lo Zn mostra concentrazioni minime nella stazione 2 di Gennaio (66 ppm) e massime nella stazione 1 di Gennaio (201 ppm). Le concentrazioni di Cd sono basse per numerose stazioni, in particolare un minimo <0.01 ppm. nelle stazioni 2 e 3 nei mesi di Luglio e di Gennaio; un massimo si ha invece nella stazione 4 nel mese di Gennaio con valori pari a 23.7 ppm.

3.2.2 Sostanza organica

3.2.2.1 Carboidrati In Figura 34 viene riportato il grafico relativo alle concentrazioni dei carboidrati (Cho) rinvenute nei quattro siti di campionamento nei mesi di Luglio e Gennaio, nello strato di profondità 0-2cm, espresse in mg/g sed DW. Dai dati risulta una situazione piuttosto omogenea, infatti i valori considerati nel mese di Luglio sono compresi tra un minimo di 2.35 ± 0.90 mg/g sed DW della stazione 3 ed un massimo di 8.23 ± 1.87 mg/g sed DW della stazione 1. Le concentrazioni rilevate nel mese di Gennaio rispecchiano l’andamento e la distribuzione del mese di Luglio ma con valori leggermente minori, ad eccezione della stazione 4. In questo mese le concentrazioni minori si sono riscontrate nella stazione 3 (1.22 ± 0.28 mg/g sed DW) e concentrazioni maggiori nella stazione 4 (7.30 ± 1.89 mg/g sed DW).

0

2

4

6

8

10

12

St 1 St 2 St 3 St 4

mg

/g s

ed D

W

LUGLIO

GENNAIO

Figura 34. Concentrazioni medie di carboidrati nelle quattro stazioni espresse come mg/g sed DW nello strato di sedimento 0-2 cm nei mesi di Luglio e Gennaio.

3.2.2.2 Proteine In Figura 35 sono riportati i valori relativi alle concentrazioni delle proteine (PRT) nelle quattro stazioni nello strato 0-2cm del porto di Sanremo nei mesi di Luglio e Gennaio, espresse in mg/g sed DW.

Prendendo in considerazione l’andamento delle quattro stazioni, peril mese di Luglio possiamo notare valori minimi di proteine nella stazione 3 (0.67 ± 0.14 mg/g sed DW) e valori massimi nella stazione 1 (4.48 ± 0.54 mg/g sed DW). Anche in questo caso la concentrazione di proteine nel mese di Gennaio è risultata seguire l’andamento delle concentrazioni evidenziato nel mese di Luglio, ma con valori leggermente maggiori, ad eccezione della stazione 1 dove all’incirca si equivalgono. I valori nel mese di Gennaio, seguono l’andamento spaziale riscontrato a Luglio, con concentrazioni minime nella stazione 3 (0.90 ± 0.11 mg/g sed DW) e quelli massimi nella stazione 1 (4.26 ± 0.67 mg/g sed DW).


73

0

1

2

3

4

5

6

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

mg/

g se

d D

W

luglio

gennaio

Figura 35. Concentrazioni medie di proteine nelle quattro stazioni nel porto di Sanremo nei mesi indagati, espressi come mg/g sed DW.

3.2.2.3 Pigmenti clorofilliani In Figura 36 sono presentati i grafici relativi alle concentrazioni di clorofilla –a (Chl-a) e dei feopigmenti rilevati nello stato 0-2 cm nel mese di luglio nei quattro siti campionati nel porticciolo di Sanremo, espressi in µg/g sed DW.

LUGLIO

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

Chl-a µg/g sed DWFeo µg/g sed DW

GENNAIO

0

20

40

60

80

100

120

140

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

Chl-a µg/g sed DWFeo µg/g sed DW

Figura 36. Concentrazioni medie di clorofilla-a e feopigmenti nelle quattro stazioni analizzate e nello strato 0-2 cm nel mese di Luglio.

Come già visto per le altre componenti della sostanza organica, anche per la concentrazione di Chl-a non si notano notevoli differenze tra le stazioni prese in esame. Comunque nel mese di Luglio si sono riscontrati valori maggiori nelle stazioni 1 e 2 (2.25 ± 0.78 µg/g sed Dw e 2.14 ± 0.31 µg/g sed Dw rispettivamente), e valori minimi nella stazione 4 ( 0.86 ± 0.31 µg/g sed Dw). Notevole risulta la differenza nei valori rilevati nel mese di Gennaio: le concentrazioni vanno infatti da un minimo di 6.54 ± 1.72 µg/g sed Dw nella stazione 3 ad un massimo di 14.07 ± 6.38 µg/g sed Dw nella stazione 1.

Le concentrazioni di feopigmenti, indicatori dei pigmenti inattivi di clorofilla, presentano invece una maggiore differenza tra le diverse stazioni: nel mese di Luglio si è riscontrato un minimo di 6.18 ± 0.83 µg /g sed DW nella stazione 3 ed un massimo di 13.42 ± 2.39 µg /g sed DW nella stazione 1. Nel mese di Gennaio, come già descritto per la clorofilla, hanno una notevole crescita: un minimo di 32.98 ± 4.49 µg /g sed DW nella stazione 3 ed un massimo di 106.23 ± 17.47 µg /g sed DW nella stazione 1.


74

3.3 Comunita’ microbiche

3.3.1.1 Comunita’ batterica Densità e Biomassa dei Batteri Totali In Figura 37 sono riportati graficamente i risultati relativi alle densità batteriche nello strato 0-2 cm nel mese di luglio, espresse in numero di cellule batteriche /g sed DW (n°cell*108/g sed DW).

0

20

40

60

80

100

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

n°ce

ll*10

8 /g se

d D

W

LUGLIO GENNAIO

Figura 37. Densità batteriche (n°cell*108/g sed DW), nei due mesi campionati e nelle quattro stazioni, nel porto di Sanremo.

Le densità batteriche riportate mostrano valori molto elevati, come ovviamente ci si può aspettare in un ambiente portuale.

Il numero totale di batteri (TBN) nelle zone considerate presenta valori più elevati nella stazione 1 (61.8 ± 15.1 n°cell*108/g sed DW, Luglio) e valori minimi nella stazione 3 (14.7 ± 4.1 n°cell*108/g sed DW, Gennaio). Considerando i due periodi, le densità sono risultate maggiori nel mese di Luglio in tutte le stazioni, seppur tale differenza non sia significativa per le stazioni 3 e 4.

La biomassa batterica (BBM), stimata convertendo il biovolume in carbonio organico è mostrata in Figura 38. I valori di biomassa sono compresi fra 120.7 ± 29.1 µgC/ g sed DW (St. 3, Gennaio) e 584.6 ± 171.3 µgC/ g sed DW (St. 1, Luglio). L’andamento temporale mostra biomasse notevolmente inferiori nel mese di Gennaio nelle stazioni 1 e 2, mentre nelle stazioni 2 e 4 i valori si mantengono costanti.

0

200

400

600

800

St. 1 St.2 St.3 St. 4

µgC

/ g se

d D

W

LUGLIO GENNAIO

Figura 38. Biomassa batterica espressa come µgC/g sed DW nello strato 0-2 cm, nelle stazioni e periodi monitorati.


75

STREPTOCOCCHI FECALI - luglio

0

200

400

600

ST 1 ST 2 ST 3 ST 4

UFC

/100

ml ACQUA

CAROTA

COLIFORMI FECALI - febbraio

020406080

100

ST 1 ST 2 ST 3 ST 4

UFC

/100

ml

ACQUA

CAROTA

Coliformi Fecali In Figura 39 sono presentati i valori medi di densità di Coliformi fecali riscontrati in campioni di acqua ed acqua di interfaccia a Portosole nei mesi di Luglio e Gennaio, espressi in termini di UFC/100ml.

Figura 39. Valori medi di densità di Coliformi fecali nelle 4 stazioni di Portosole nei mesi di Luglio e Gennaio.

Nel mese di Luglio i massimi valori registrati sono stati riscontrati nella stazione 3, sia per quanto riguarda l’acqua (60,73 + 1,33 UFC/100 ml) che l’acqua di interfaccia (40 + 8,66 UFC/100ml). I valori minimi sono stati invece registrati nella stazione 1 per quanto riguarda l’acqua (0,83 + 1,18 UFC/100ml) e nell’acqua di interfaccia campionata nella stazione 2 (0,00 UFC/100ml).

In Gennaio sono state riscontrate densità molto più basse rispetto al mese di Luglio: i valori massimi sono sempre stati rilevati nella stazione 3 (nell’acqua 0,86 + 0,43 UFC/100ml e nell’acqua di interfaccia 5,00 + 10 UFC/100ml), mentre i valori minimi sono stati riscontrati nella stazione 2 per l’acqua (0,14 + 0,04 UFC/100ml) e nella 4 per l’acqua di interfaccia (0,00 UFC/100ml).

Streptococchi Fecali In Figura 40 sono riportati i valori medi di densità di Streptococchi fecali riscontrati in campioni di acqua ed acqua di interfaccia rinvenuti a Portosole nei mesi di Luglio e Gennaio, espressi in UFC/100ml.

Figura 40 : Valori medi di densità di Streptococchi fecali nelle 4 stazioni di Portosole di Sanremo nei mesi di Luglio e Gennaio. Nel mese di Luglio i massimi valori registrati sono stati riscontrati nella stazione 3 sia per quanto riguarda i campioni di acqua (9,17 + 2,59 UFC/100ml) che per l’acqua di interfaccia (508,75 + 404,28 UFC/100 ml). I valori minimi sono stati registrati nella stazione 1 per l’acqua (3,58 + 1,13UFC/100ml) e nella stazione 2 per l’acqua di interfaccia (187,50 + 98,11UFC/100 ml)

Nel mese di Gennaio sono stati rilevati valori di densità nei campioni di acqua molto più bassi rispetto ai campioni di acqua di interfaccia. I valori massimi per l’acqua sono stati

COLIFORMI FECALI - luglio

0

50

100

150

200

ST 1 ST 2 ST 3 ST 4

UFC

/100

ml

ACQUA

CAROTA

STREPTOCOCCHI FECALI - febbraio

020406080

100

ST 1 ST 2 ST 3 ST 4

UFC

/100

ml

ACQUACAROTA


76

rilevati nella stazione 3 (1,47 + 0,27 UFC/100ml), quelli minimi nella stazione 1 (0,36 + 0,04 UFC/100ml). I valori di densità massimi per l’acqua di interfaccia sono stati rilevati nella stazione 4 (37,50 + 26,30 UFC/100ml), mentre i valori minimi sono relativi nella stazione 1 (8,75 + 8,54 UFC/100 ml).

Vibrioni Vibrio spp. In Figura 41 si riportano le curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento del genere Vibrio spp. in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 di Portosole.

Figura 41 : curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento del genere Vibrio spp. in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nell’area 3 di Porto Sole di Sanremo.


a)

b)


77

Vibrio parahaemolyticus In Figura 42 si riportano le curva di amplificazione (A) e melting (B) relative al rilevamento di V. parahaemolyticus in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nell’area 3 di Porto Sole di Sanremo.

Figura 42. Curva di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V. parahaemolyticus in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 di Portosole.


a)

b)


78

Vibrio cholerae In Figura 43 si riportano le curva di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V. cholerae in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 di Portosole.

Figura 43. Curva di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V. cholerae in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 di Portosole.


a)

b)


79

3.3.1.1.1.1 Vibrio vulnificus In Figura 44 si riportano le curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V. vulnificus in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 di Portosole.

Figura 44. Curve di amplificazione (a) e melting (b) relative al rilevamento di V. vulnificus in un campione di sedimento (0-2 cm) prelevato nella stazione 3 di Portosole.


b)

a)


80

3.3.2 Comunita’ meiobentonica

3.3.2.1 Densità totale della meiofauna In Figura 45 viene riportata graficamente la densità espressa in ind/10 cm2 della comunità meiobentonica nelle quattro stazioni considerate nello strato 0-2 cm.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

ind/

10 c

m2

Luglio Gennaio

Figura 45. Densità totale della meiofauna nelle stazioni del porto di Sanremo, espressa in ind/10cm2 nei due periodi considerati.

Le densità della comunità meiobentonica riscontrate a Portosole risultano comprese fra 1029 ± 523 (St. 1, Gennaio) e 2873 ± 875 ind / 10 cm2 (St. 3, Gennaio).

Dal grafico si nota una omogeneità spaziale, con densità simile in tutte le stazioni, seppur si discostano la St. 3 a Gennaio e la St. 2 a Luglio.

L’andamento temporale non evidenzia un trend particolare, le stazioni 1 e 4 mantengono valori molto simili nei due periodi, mentre le stazioni 2 e 3 mostrano differenze maggiori con un andamento opposto fra di loro.


81

3.3.2.2 Struttura della comunità L’analisi della struttura di comunità è stata indagata in base al numero di taxa presenti nel campione (Figura 46).

0123456789

10

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

n° ta

xa

Luglio Gennaio

Figura 46. Numero di taxa diversi presenti nelle quattro stazioni di Sanremo e nei due periodi.

Dal grafico non si notano significative differenze, infatti si va da un minimo di 7 taxa in tutte le stazioni a Gennaio ad un massimo di 9 taxa nelle stazioni 2 e 4 a Luglio.

b)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4Nematodi Copepodi Nauplii PolichetiBivalvi Ostracodi Turbellari OligochetiGastrotrichi Acarina Sipunculidi

a)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4Nematodi Copepodi Nauplii PolichetiBivalvi Ostracodi Turbellari OligochetiGastrotrichi Acarina Sipunculidi

Figura 47. Composizione percentuale della meiofauna a Portosole.

La Figura 47 mostra il contributo percentuale dei taxa presenti nelle stazioni di campionamento: Nematodi, Copepodi, Nauplii, Policheti, Turbellari, Bivalvi, Ostracodi, Oligocheti, Sipunculidi e Acarina.

Come ci si può aspettare in un ecosistema portuale il taxon dominante è quello dei Nematodi, che costituisce la maggior parte della comunità meiobentonica (in media, 73%). Unica eccezione che risalta è la percentuale di nematodi nella stazione 1 (50.2%) nel mese di Luglio che a differenza delle altre zone considerate risulta essere relativamente bassa, in entrambi i periodi.

Il secondo taxon maggiormente rappresentato è quello dei Nauplii che vanno da un valore minimo del 1 % della stazione 4 a Gennaio ad un massimo di 30.7 % nella stazione 1 a


82

Luglio. Anche il taxon dei copepodi riveste un ruolo abbastanza importante nel rappresentazione della comunità meiobentonica (valori da 1.4% nella stazione 3 a 16.9% nella stazione 1, entrambi a Luglio), a differenza di tutti gli altri taxa ritrovati (Bivalvi, Ostracodi, Oligocheti, Sipunculidi e Acarina) che presentano invece valori percentuali molto bassi.

Come già detto in precedenza, uno strumento per capire di più dell’ecosistema preso in esame può essere il rapporto proposto da Raffaelli e Manson nel 1981 e ripreso poi da altri autori, dove viene sottolineata la grande tolleranza che hanno i Nematodi rispetto ai Copepodi.

Pertanto più elevato è il rapporto Nematodi/Copepodi, maggiori sono le condizioni di disturbo, mentre valori contenuti indicherebbero condizioni non significativamente disturbate da arricchimento organico.

0

5

10

15

20

25

30

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

Luglio Gennaio

Figura 48: valori dei rapporti Nematodi /Copepodi (Ne/Co).

Si nota immediatamente dal grafico come nella stazione 3 nel mese di Luglio esista un rapporto molto elevato tra i due taxa considerati (24.1). Anche nel mese di Gennaio il rapporto maggiore è nella stazione 3: questo ci può far supporre che sia la stazione maggiormente disturbata da arricchimento organico. Nelle altre stazioni questa differenza si nota meno, in particolare le stazioni 1 e 2 presentano valori bassi (5.1 e 5.4 rispettivamente), indice di un basso impatto ed in contrasto con le condizioni ipotizzate per un ecosistema portuale.

Teniamo sempre conto infatti che questo indice, già dalla sua prima applicazione venne subito criticato.

3.3.2.3 Densità e struttura del taxon Nematoda In figura Figura 49 sono riportate le densità dei Nematodi nello strato 0-2 cm nei mesi campionati. La densità dei nematodi nelle quattro stazioni non sono risultate significativamente diverse. Possiamo notare che i valori di densità sono molto elevati e vanno dai 595 ± 252.3 ind./10 cm2 della stazione 1, Gennaio, ai 2169.5 ± 749.4 ind./10 cm2

della stazione 3, Gennaio.


83

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

St. 1 St. 2 St. 3 St. 4

ind

/ 10

cm2

Luglio Gennaio

Figura 49: Densità dei nematodi nello strato 0-2 cm nei due periodi di monitoraggio (numero di individui/ 10 cm2).

In Figura 50 sono riportati i valori di biomassa dei nematodi, espressi come µgC/ind. Si può notare come le stazioni 1, 3 e 4non siano presenti rilevanti differenze tra le stazioni, si discosta solamente la stazione 2 con valori pari a 0.02 ± 0.02 µg C/ind, rispetto alle altre tre zone considerate che sono pressoché identiche ( stazione 1: 0.06 ± 0.00 µg C/ind; stazione 3: 0.06 ± 0.03 µg C/ind e stazione 4: 0.05 ± 0.00 µg C/ind).

biomassa nematodi

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

st 1 st 2 st 3 st 4

µgC

/ind

Figura 50. Biomassa della comunità di nematodi nelle quattro stazioni nello strato 0-2 cm, espressa come µgC/ind.


84

3.3.2.4 Indici ecologici I risultati dell’analisi di diversità della nematofauna, calcolata con l’indice di Shannon, per il Porto di Sanremo sono mostrati in Figura 51.

1,6

1,7

1,8

1,9

2,0

2,1

2,2

St.1 St.2 St.3 St.4

H ' log

e

Figura 51. Valori medi dei tre strati dell’indice di Shannon-Wiener per i nematodi nelle quattro stazioni di Portosole.

I valori di H’(loge) sono risultati compresi tra un minimo nella stazioni 2 e 4 (1,8) e massimo nella stazione 1 (2.1).

Il Maturity Index (Figura 52), calcolato per le comunità di nematodi nei sedimenti del Porto di Sanremo, ha rilevato una differenza tra la stazione 1 e le altre tre. In particolare, l’ MI è compreso fra 2.52 ± 0.01 (stazione 3) e 2.66 ± 0.04 (stazione 1 e 2).

1.01.52.02.53.03.54.04.55.0

St.1 St.2 St.3 St.4

MI

Figura 52. Maturity Index nelle quattro stazioni del Porto di Sanremo.

Valutazione del trofismo del taxon Nematoda Dall’identificazione dei nematodi è stato possibile classificarli nei quattro gruppi trofici, proposti da Wieser (1953): Selective deposit feeders (1A):

Non selective deposit feeders (1B):

Epistrate feeders (2A):

Predators (2B):


85

0%

20%

40%

60%

80%

100%

st1 st2 st3 st4

2B

2A

1B

1A

Figura 53. Composizione media percentuale dei gruppi trofici dei nematodi.

In Figura 53 sono riportate le composizione media percentuale dei gruppi trofici dei nematodi nelle stazioni analizzate nel porto di Sanremo .

In tutti i siti il gruppo trofico dominante è quello degli epistrate feeders (2A), con il 35% nella stazione 1, il 57% nella 2, il 71,5% nella 3 ed il 62.7% nella 4. Nella stazione 1 seguono poi i non selective deposit feeders non selettivi (1B, 27%) ed i Predators (2B, 27%) ed infine i Selective deposit feeders (1A, 12%).

Nella stazione 2 seguono invece i Selective deposit feeders (1A, 23%), i non selective deposit feeders non selettivi (1B, 19%) ed infine i Predators (2B, 0.5%). Nella stazione 3 seguono i Non selective deposit feeders non selettivi (1B, 18.7%), i Selective deposit feeders (1A, 5%) ed i Predators(2B,5%). Infine nella stazione 4 seguono i Non selective deposit feeders non selettivi (1B, 22.4%), i Predators(2B,11%) ed i Selective deposit feeders (1A, 4%).

Dall’analisi del trofismo dei nematodi si è, quindi, potuto calcolare l’indice di diversità trofica (ITD, Heip et al., 1985).

Tale indice ha mostrato notevoli differenze tra le varie stazioni: in particolare, la stazione con la maggior diversità trofica è risultata la 1, con valori pari a 0.30 ± 0.03, indicando una buona ripartizione dei quattro gruppi trofici. I valori di minima diversità trofica si sono verificati nella stazione 3 (0.55) indicando una netta predominanza del gruppo degli epistrate feeders (2A). La diversità massima è risultata invece nella stazione 1 (0.30) in cui la ripartizione delle specie nelle quattro classi è risultata più equilibrata: valore minimo percentuale pari ad 11.5%, valore massimo 35%.

0,25

0,50

0,75

1,00

st1 st2 st3 st4

ITD

Figura 54. ITD della comunità di nematodi nei sedimenti di Portosole nello strato 0-2 cm.


86

In Tabella sono riportate le famiglie e i generi di nematodi identificati nelle quattro aree del porto si Sanremo, nello strato 0-2 cm nel mese di Luglio. I generi ritrovati sono 39, appartenenti a 17 famiglie.

FAMIGLIA GENERE st1 st2 st3 st4 Anticomidae Anticoma spp. 0.0 0.5 0.0 0.0 Xyalidae Daptonema spp. 0.9 6.0 5.0 0.0 Metadesmolaimus spp 3.7 0.5 0.0 0.0 Styloteristus spp. 0.0 0.0 6.2 0.0 Linhomoeidae Terschellingia spp. 11.7 22.4 7.3 0.0 Metalinhomoeus spp. 0.0 0.0 1.5 1.8 Paralinhomoeus spp. 0.0 0.0 0.4 0.0 Axonolaimidae Odontophora spp. 0.0 0.0 0.0 1.1 Parodontophora spp. 0.0 1.2 0.0 3.3 Chromadoridae Prochromadorella spp. 1.0 1.2 0.0 0.6 Chromadorina spp. 0.0 1.1 0.0 0.0 Dichromadora spp. 0.0 0.0 0.0 0.0 Chromadorella cfr spp. 2.4 0.0 0.0 0.0 Graphonema spp. 0.0 0.0 0.4 0.0 Ptycholaimellus spp. 8.9 0.5 2.0 3.4 Comesomatidae Sabatieria spp. 0.0 3.6 0.9 12.1 Paracomesoma spp. 18.8 6.8 25.1 5.1 Ethmolaimidae Neotonchus spp. 0.0 0.0 0.0 1.1 Selachinematidae Richtersia spp. 0.0 0.0 0.9 2.3 Halichoanolaimus spp. 0.0 0.0 0.0 0.5 Cyatholaimidae Paracanthonchus spp. 0.0 0.0 3.8 0.0 Parachyatholaimus spp. 0.0 0.5 0.0 0.0

Paralongicyatholaimus spp.

1.5 42.3 38.7 52.5

Desmodoridae Desmodora spp. 1.0 5.3 0.0 0.0 Metachromadora spp. 0.0 0.0 4.3 9.8 Oncholaimidae Oncholaimidae 0.0 0.5 0.0 0.0 Viscosia spp. 12.0 0.0 0.0 0.6 Tricoma spp. 0.0 0.0 0.0 1.1 Metoncholaimus spp. 14.7 0.0 0.0 0.0 Enchiliidae Calyptronema spp. 0.0 0.0 0.4 0.0 Axonolaimidae Axonolaimus spp. 0.0 7.5 0.0 0.0 Diplopeltidae Campylaimus spp. 0.0 0.0 0.4 0.0 Enoplolaimidae Enoplolaimidae 0.0 0.0 0.9 0.0 Desmoscolecidae Desmoscolex spp. 0.0 0.0 0.0 0.5 Quadricoma spp. 0.0 0.0 0.0 0.6 Leptolaimidae Leptolaimus spp. 0.0 0.0 1.1 1.1

Tabella 3. Famiglie e generi di nematodi identificati nel Porto di Sanremo nel mese di Luglio. In Figura 55 sono rappresentati i generi di nematodi maggiormente rappresentativi della comunità nei sedimenti del Porto di Sanremo.


87

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1 2 3 4

Metachromadora

Axonolaimus

Paralongicyatholaimus

Paracomesoma

Styloteristus

Ptycholaimellus

Desmodora

Terschellingia

Viscosia

Metoncholaimus

Sabatieria

Daptonema

Figura 55. Composizione percentuale media dei generi di nematodi più rappresentativi nelle stazioni di Portosole.

Dal grafico risulta evidente la differente composizione della nematofauna nei quattro siti.

La stazione 1 risulta maggiormente dominata dal genere Daptonema spp. con il 22%, seguito da Paracomesoma spp. con il 19%, da Metoncholaimus spp. (15%), da Viscosia spp. e Terschellingia spp. (11%). La stazione 2, invece, risulta dominata dal genere Paralongicyatholaimus spp. (42.6%), cosi come per le stazioni 3 (39.8%) e 4 (52,5%). La stazione 2 è inoltre rappresentata dal genere Terschellingia spp. (22%) ed Axonolaimus spp. (7%). La stazione 3 dai generi Paracomesoma spp. (21%) e Styloteristhus spp. (11%). La stazione 4 dai generi Sabatieria spp. (12%) e Metachromadora spp. (10%).


88

4 Discussione

4.1 Marina degli Aregai 4.1.1 Rischio distrofico L’ambiente portuale per sua stessa conformazione può essere soggetto a fenomeni di alterazione dell’ambiente (in particolare acque e fondali) causato da eccessivi accumuli di sostanza organica che possono portare a situazioni di ipossia/anossia con sviluppo di attività metanogeniche, con produzione e liberazione di composti sulfurei e in casi estremi moria di organismi. I parametri anallizati al fine di valutare questa tipologia di rischio sono: potenziale di ossido-riduzione, Acid Volatile Sulphide (AVS), sostanza organica labile (proteine e carboidrati) e pigmenti fotosintetici.

La concentrazione di ossigeno presente nei sedimenti è uno dei principali ed importanti parametri che influenzano la vita bentonica. I valori di potenziale redox (Eh � indicatore di secondo livello) forniscono indicazioni sulle condizioni ossido-riduttive presenti nei sedimenti. A Marina degli Aregai si sono riscontrati valori altamente negativi, determinati soprattutto da un limitato ricircolo di acqua, caratteristico degli ecosistemi portuali, che porta ad una scarsa ossigenazione dei sedimenti. Unica eccezione è rappresentata dai valori di Eh rinvenuti nelle stazioni 4 e 4A, più prossime all’imboccatura del porto, che hanno mostrato valori positivi.

Le condizioni di ipossia presenti nei sedimenti di Marina degli Aregai sono state riscontrate anche dall’osservazione del loro colore (� indicatore di primo livello), i sedimenti infatti, presentavano al momento del campionamento colore grigio nero in tutte stazioni, soprattutto sotto i primi 3 cm di profondità, con l’esclusione della stazioni 4 e 4A che presentavano un colore più marrone nel primo cm (indicatore di una maggiore ossigenazione).

Informazioni più precise sullo stato di ossido-riduzione dei sedimenti e sullo stato di stabilità dei sedimenti in relazione al rilascio di solfuri, si possono ottenere dall’analisi dell’AVS (� indicatore di terzo livello). Le concentrazioni di AVS rilevate nei sedimenti di Marina degli Aregai (sempre inferiori a 50 µmol/ml) non raggiungono valori che possano indicare condizioni critiche.

I sedimenti marini possono essere considerati “registratori” dei processi che avvengono nella colonna d’acqua, rappresentando il comparto finale di accumulo di tutti gli input di materia organica, sia autoctoni che alloctoni (Fabiano and Danovaro, 1994). In tale comparto, la concentrazione e la composizione della materia organica sono importanti indicatori dello stato trofico dell’ecosistema (Fabiano et al., 1995). I sistemi eutrofici tendono ad accumulare grandi quantità di carbonio organico, causando cambiamenti nella composizione biochimica della sostanza organica (Danovaro et al., 1993; Tselepides et al., 2000). Inoltre, tenendo in considerazione la natura conservativa del carbonio organico sedimentario, possiamo dire che i cambiamenti nello stato trofico dei sedimenti sono maggiormente evidenti in termini di composizione della materia organica (quindi, cambiamenti qualitativi, in particolare le variazioni della frazione biochimica labile: proteine, carboidrati e lipidi) rispetto ai cambiamenti quantitativi di carbonio organico (Fabiano et al., 1995; Danovaro et al., 1999). Il trofismo dei sedimenti è evidenziabile sia in termini di carico organico totale (TOM) e di frazione biodisponibile per gli organismi detritivori (Carbonio biopolimerico, BPC) sia in riferimento alla composizione del materiale organico labile (i.e. composizione biochimica e rapporto PRT/CHO).

Al fine di determinare lo stato trofico dei sedimenti del bacino portuale di Marina degli Aregai i dati di sostanza organica (proteine e carboidrati � indicatori di secondo livello) sono stati rapportati alla suddivisione proposta da Dell’Anno et al., (2002). Tale classificazione indica che per valori di proteine > di 4 mg/g e carboidrati > di 7 mg/g siamo in presenza di un sistema iper-trofico; per valri di proteine compresi tra 1.5 e 4 mg/g e carboidrati compresi tra 5 e 7 mg/g il sistema è eutrofico e mesotrofico quando le proteine sono < di 1,5 mg/g ed i carboidrati < di 5 mg/g. Nel mese di Luglio il porticciolo di Marina degli Aregai presenta concentrazioni medie di sostanza organica, che permettono di classificarne i sedimenti come un meso-oligotrofi per tutte le stazioni prese in esame, con l’unica eccezione della stazione


89

3, in cui i valori si avvicinano molto ad una situazione di eutrofia. Nel mese di Gennaio, invece, si assiste ad un forte cambiamento delle condizioni ambientali, soprattutto fra la stazione 3 e la 4A. In particolare, la stazione posta allo sbocco del porticciolo vede raddoppiate le sue concentrazioni, mentre nella stazione 3 queste decrescono notevolmente. Le concentrazioni di proteine e carboidrati nelle altre stazioni rimangono, invece, pressocchè costanti. Questo accumulo nella stazione di sbocco potrebbe essere imputabile a diversi fattori, quali ad esempio, un differente idrodinamismo sia in entrata e uscita dal porto sia nel ricircolo all’interno del bacino portuale (nei giorni di campionamento si erano verificate delle mareggiate).

Per quanto riguarda la qualità della sostanza organica del porticciolo di Marina degli Aregai, il rapporto tra proteine e carboidrati (PRT/CHO) presenta valori molto inferiori all’unità, che ad eccezione della stazione 1 (0.91), sono tutti minori di 0.35. Questi risultati stanno ad indicarci il basso apporto di materiale fresco all’interno delle zone considerate. La predominanza dei carboidrati sulle proteine indica infatti una maggior refrattarietà ed una minor qualità del detrito, come già riscontrato in altri studi (Fabiano et al., 2003). Il rapporto proteine/carboidrati è quindi sufficiente a descrivere lo stato trofico e l’arricchimento organico dell’ecosistema marino (Dell’Anno et al., 2002).

St 4A(Gennaio)

St. 3 (Luglio)>7

St 4(Gennaio)

5/7

St.1-1A-2-2A(Gennaio)

St 1-1A-2-2A-3A-4-4A (Luglio)St 3-3A(Gennaio)

<5

>41.5/4<1.5

CHO

PRT

St 4A(Gennaio)

St. 3 (Luglio)>7

St 4(Gennaio)

5/7

St.1-1A-2-2A(Gennaio)

St 1-1A-2-2A-3A-4-4A (Luglio)St 3-3A(Gennaio)

<5

>41.5/4<1.5

CHO

PRT

Figura 56. Stato trofico dell’ecosistema in relazione alla concentrazione di proteine e carboidrati nei mesi di Luglio e Gennaio.

Nella matrice sedimentaria, oltre alle proteine, carboidrati e lipidi, sono presenti anche i pigmenti fotosintetici che possono essere sia prodotti in situ, dove le condizioni ambientali e l’illuminazione lo consentano oppure aver origine fitoplanctonica. La molecola di clorofilla–a è la più comune dei pigmenti fotosintetici, mentre i feopigmenti vengono a formarsi proprio per la degradazione delle clorofilla dopo la morte cellulare.

Il contenuto di clorofilla–a può essere utilizzato come descrittore dello stato trofico e della produttività dei sistemi estuarili e costieri (Cahoon & Cooke,1992; de Jonge, 1995; Lucas et al. 2000; Manini et al. 2001). Il rapporto clorofilla-a/feopigmenti viene inoltre introdotto come indicatore della frazione della componente autotrofica metabolicamente attiva (Plante-Cuny & Bodoy, 1987). Bassi valori di tale rapporto possono rappresentare situazioni di stress ambientale come un incremento della torbidità o una variazione della composizione chimica.

I valori di clorofilla-a e feopigmenti sono elevati rispetto ai valori tipici nelle aree costiere liguri e paragonabili a quelli di altre realtà portuali (es. porto di Voltri, porto di Rapallo). Il rapporto tra clorofilla e feopigmenti, inoltre, è risultato molto basso, indicando la natura prettamente detritale del materiale organico di origine primaria nei sedimenti dei due porti analizzati.

Meso oligotrofo

Eutrofico

Iper trofico


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4.1.2 Rischio chimico Il rischio chimico è stato valutato analizzando la presenza e quantità dei principali inquinanti chimici presenti in un bacino portuale, metalli pesanti ed idrocarburi. I risultati sono stati quindi confrontati con i valori riportati nella tabella 2 del D.M. n.367 del 6 novembre 2003 e con quelli indicati dalla NOAA (Effect Range Low –ERL- e Effect Range Medium –ERM-).

Per quanto riguarda i metalli pesanti, non si riscontrano valori elevati nelle stazioni di Marina degli Aregai, in particolare fra quelli considerati più pericolosi, Cd, Cr, Pb e Ag, hanno mostrato concentrazioni sempre inferiori ai limiti di ERL e del DM. mentre Zn, Ni, Hg, As, hanno rilevato concentrazioni maggiori, intermedie fra i valori di ERL e ERM, generalmente nella St. 3 a Luglio e 4A a Gennaio. Il Cu ha mostrato un elevato aumento di concentrazioni nel mese di Gennaio, in cui tutte le stazioni hanno raggiunto valori compresi fra ERL e ERM. Considerando i valori riportati dal D.M., l’As ha presentato valori superiori nella stazione 3 in entrambi i mesi, mentre il Hg, metallo classificato nel D.M. come pericoloso prioritario (PP), è presente con concentrazioni molto elevate nelle stazioni 1, 2 e 3 nel solo mese di Luglio, valori largamente superiori a quelli presi come riferimento. Sulla base di questi risultati, si ritiene opportuno approfondire l’analisi con un monitoraggio periodico della situazione. La stazione che ha presntato un maggior rischio chimico ad Aregai è la St. 3, in cui le concentrazioni della maggior parte dei metalli (tra cui: As, Cu, Hg, Ni e Zn) sono risultate sempre maggiori. Tuttavia tale distribuzione risulta differente nel mese di Gennaio, in cui la stazione a maggior accumulo di metalli è la St. 4A, la più vicina allo sbocco, seguita dalla St. 1, più interna.

La rappresentazione grafica dell’analisi MDS (Figura 57) mette in evidenza la netta separazione fra le stazioni caratterizzate dalle maggiori concentrazioni di metalli (St 3 a Luglio, e St. 1 e 4A a Gennaio).

Figura 57. MDS relativo alle concentrazioni di metalli nel porticciolo di Marina degli Aregai.

Per quanto riguarda l’inquinamento da idrocarburi IPA solo il Naftlaene ha presentato concentrazioni superiori a quello riportato nel DM, nella sola St. 4A a Gennaio. Le concentrazioni di IPA totali si sono sempre mantenute al di sotto dei valori di riferimento utilizzati. In Figura 58 è riportata la rappresentazione MDS relativa alla distribuzione degli IPA totali nel porticciolo di Marina degli Aregai. L’analisi MDS distingue un gruppo di stazioni molto simili fra loro nei due mesi considerati, e tre stazioni molto distanziate da questo. In particolare, le tre stazioni separate sono quelle in cui, nei due periodi monitorati, si sono riscontrati i valori maggiori di concentrazioni: la St. 3 a Luglio, e le stazioni 4A e 2 a Gennaio.

Questa differente distribuzione spaziale, con aumento significativo delle concentrazioni, sia di metalli sia di IPA, nella stazione allo sbocco di porto e all’interno del porticciolo, rilevata anche nel caso di accumulo di sostanza organica, potrebbe essere dovuta ad un differente idrodinamismo o a particolari eventi, quali mareggaiate.


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Figura 58. MDS relativo alle concentrazioni di IPA nel porticciolo di Marina degli Aregai.

Tabella 3. Valori limiti riportati dalla NOAA e dal DM. n. 367/2003.

Metalli ERL ERM D.M. n. 367/2003 Arsenico 8.2 70.0 12 Cadmio 1.2 9.6 0.3 Cromo totale 81.0 370.0 50 Rame 34.0 270.0 - Piombo 46.7 218.0 30 Mercurio 0.2 0.7 0.3 Nichel 20.9 51.6 30 Argento 1.0 3.7 - Zinco 150.0 410.0 -


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4.1.3 Rischio igienico-sanitario I batteri svolgono un ruolo chiave nella diagenesi della materia organica e la struttura microbiologica è sensibile ai cambiamenti delle condizioni e allo stato trofico (Mirto et al., 2002).

Nelle analisi svolte nel porticciolo di Marina degli Aregai si sono ritrovate densità batteriche totali molto elevate, confrontabili con quelle rilevate in altri porti (es. Moreno, 2005) oltre che in altre aree eutrofiche del Mar Mediterraneo (Danovaro & Fabiano, 1997; Albertelli et al., 1999; Chelossi et al., 2003; Fabiano et al., 2003; Vezzulli et al., 2003a). Sono risultati invece maggiori rispetto a quelli del porto di Alassio (Vezzulli et al., 2003b) e di altri ambienti costieri naturali (Danovaro & Fabiano, 1995; Albertelli et al., 1999).

E’ noto che quantità e la qualità (biodisponibilità) delle risorse trofiche influenzino significativamente le comunità bentoniche, caratterizzandone di conseguenza la loro distribuzione spaziale e temporale (Hargrave, 1972). All’interno dell’area portuale di Marina degli Aregai l’abbondanza batterica è risultata ben correlata ai valori di Eh, proteine, carboidrati e Chl-a (TBN-Eh: p < 0.05, r = 0.62; TBN-PRT: p < 0.05, r = 0.86; TBN-CHO: p < 0.05, r = 0.90; Chl-a: p < 0.05, r = 0.95). La distribuzione della comunità batterica totale, in termini di densità, ha evidenziato valori maggiori nella St. 3 a Luglio e nella St. 4A a Gennaio.

La determinazione del rischio igienico-sanitario nel bacino portuale oggetto di studio è stata effettuata confrontando le concentrazioni di batteri indicatori di inquinamento fecale con i valori limite definiti dalla normativa europea (Dir. 76/160/CEE) riferiti alle acque di balneazione. Essa definisce i “valori guida” di concentrazione, entro i quali dovrebbero rientrare Coliformi fecali (CF) e Streptococchi fecali (SF), e i “valori imperativi”, che non possono essere superati in tali acque. Per i Coliformi fecali tali valori sono fissati rispettivamente a 100 UFC/100 ml e 2000 UFC/100 ml, mentre per gli Streptococchi fecali viene definito il solo valore guida di 100 UFC/100 ml.

Nel mese di Luglio, nel porticciolo di Marina degli Aregai le concentrazioni di Coliformi fecali rientrano nei valori guida, eccetto che nella stazione 1 e nella stazione 3 in campioni di acqua di interfaccia è stata riscontrato un valore molto vicino alla soglia. Anche gli Streptococchi fecali rientrano nei valori guida eccetto che nei campioni di acqua di interfaccia delle stazioni 1 e 3. Nel mese di Gennaio le concentrazioni batteriche rientrano tutte nei valori guida, eccetto che nella St. 1, in cui è stata riscontrata una concentrazione media di Coliformi fecali superiore al limite. Tuttavia, nonostante i metodi colturali abbiano evidenziato il superamento dei valori guida definiti dalla normativa europea in alcune stazioni, l’analisi molecolare relativa ai Vibrioni ha evidenziato l’assenza di specie patogene, suggerendo che la valutazione del rischio microbiologico nei porti considerati potrebbe essere sopravvalutata dalla normativa vigente. Naturalmente questa conclusione rimane speculativa in quanto si è analizzata solo una piccola frazione della comunità batterica patogena, ma in grado di suggerire come una valutazione più realistica della qualità microbiologica potrebbe essere condotta utilizzando tecniche molecolari per la ricerca diretta dei batteri patogeni e dei relativi fattori di virulenza.

In conclusione, l’elevata eterogeneità di distribuzione e abbondanza dei batteri indicatori fecali dovuta ai motivi discussi sopra, individua la presenza di “aree critiche” in cui le concentrazioni coliformi fecali e streptococchi fecali superano i valori guida definiti dalla normativa. L’individuazione di tali aree può essere utilizzata per la programmazione di piani di monitoraggio, considerando tuttavia che i limiti legislativi a cui si è fatto riferimento non riguardano le acque portuali ma quelle di balneazione.


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4.1.4 Indicatori biologici di comunità

4.1.4.1 Comunita’ meiobentonica La ricchezza di taxa meiobentonici (� indicatori di secondo livello) è stata proposta come un possibile strumento per l’identificazione degli effetti dell’inquinamento (Herman et al., 1985). E’ noto, infatti, che la diversità e, quindi, la ricchezza di taxa è minore in ambienti inquinati: questo è dovuto soprattutto alla mancanza di taxa sensibili all’inquinamento e/o ad una loro minor rappresentazione. Fanno parte di questi taxa sensibili gli ostracodi, i gastrotrichi, gli idrozoi, i tardigradi etc... A causa delle ridotte dimensioni dei campioni, questo indice appena descritto potrebbe non essere adeguato nel fornire stime accurate della densità dei taxa rari: essi sono, infatti, presenti in numero limitato con densità di circa 1-10 ind/10 cm2. Risulta, quindi, necessario integrare più campioni relativi allo stesso sito, così da ottenere un numero più elevato di individui ed avere di conseguenza una stima più fedele alla realtà. E’ stato inoltre dimostrato che anche la competizione assume un ruolo chiave, determinando una diminuzione della diversità e del numero di taxa. Un potenziale criterio per la classificazione della qualità ambientale può essere il seguente:

≤ 4 taxa: ambiente fortemente impattato da 4 a 8 taxa: ambiente modestamente impattato da 8 a 12 taxa: condizioni ambientali sufficienti da 12 a 16 taxa: buone condizioni ambientali > 16 taxa: eccellenti condizioni ambientali

Seguendo questo criterio, l’area portuale di Marina degli Aregai rientrano nelle condizioni di modesto impatto ambientale e di situazione ambientale sufficiente, con numero di taxa compreo fra 6 e 10. L’analisi della comunità meiobentonica ha permesso di confermare la differente distribuzione spaziale degli inquinanti chimici e della sostanza organica. Infatti, nei due periodi monitorati si è assistito ad un decremento in numero di taxa nella stazione all sbocco (4A), da Luglio (8 taxa) a Gennaio (6 taxa), stazione in cui a Gennaio si sono riscontrate le concentrazioni maggiori di sostanza organica, metalli ed idrocarburi. L’indice Ne/Co ha rilevato, in generale, condizioni ambientali sufficienti, con solo la stazione 4A a Luglio e al stazione 2A a Gennaio che presentano valori superiori a quelli proposti per sedimenti fini (Warwick, 1981).


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Nematofauna I nematodi marini (� indicatori di terzo livello) per l’elevata diversità tassonomica che li caratterizza, la loro elevata ubiquità e densità, che eccede rispetto agli altri taxa anche di uno o più ordini di grandezza, sono molto utilizzati quali indicatori biologici dello stato ambientale (Croll & Mathews, 1977; Gyedu-Ababio & Baird, 2006).

Le principali ragioni per cui i nematodi possono essere considerati buoni indicatori sono (Platt & Warwick, 1980): La strategia riproduttiva conservativa conferisce alla popolazione stabilità in cui i cambiamenti possono essere relazionati all’insorgenza di inquinamento

Un tempo di generazione breve permette risposte rapide

La loro presenza ubiquitaria e la loro elevata densità

Facili da campionare, data la esigua quantità di campione necessario per l’analisi

Bisogna però considerare anche gli svantaggi comportati da questo indice:

Difficoltà nell’identificazione La comunità di nematodi nel Porto di Marina degli Aregai ha rilevato significative differenze in termini di densità (Anova, p < 0.05) nel mese di Luglio, a causa del discostamento delle stazioni 1 e 2A rispetto alle altre stazioni analizzate, in cui sono state rilevate le maggiori densità. Nel campionamento di Gennaio le densità della comunità a nematodi sono risultate significativamente maggiori (Anova, p > 0.05), rispetto a quelle del mese di Luglio e hanno presentato una distribuzione spaziale differente, con densità massime nelle stazioni 3, 2 e 2A.

La rappresentazione grafica in MDS dei nematodi (Figura 59) denota una notevole eterogeneità tra le stazioni: in particolare le stazioni 2 e 3 risultano molto simili fra di loro, mentre le altre rimangono più distanziate fra di loro. Da notare inoltre la grande distanza tra le stazioni 4 e 4A. Il riconoscimento di nematodi è stato appositamente studiato, oltre che nelle stazioni di dettaglio, anche nella replica 4A, in relazione al fatto che questa è la stazione maggiormente vicina all’imboccatura del porto. La stretta vicinanza, o sovrapposizione, delle stazioni 2 e 3 identifica strutture di comunità molto simili. In queste due stazioni, infatti, si sono rilevate sia simili densità, sia la dominanza degli stessi generi (Daptonema spp. e Marylynnia spp.).

Le altre stazioni sono risultate tutte ben separate fra di loro, indicando strutture di comunità differenti.

Figura 59. MDS della nematofauna nel Porto di Marina degli Aregai.

L’analisi del SIMPER (Primer, 5v) ha permesso di determinare i generi di nematodi che caratterizzano e distinguono i siti di indagine (Tabella 4).


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•Daptonema (30%)•Stylotheristus (9%)•Marylynnia (6%)• Amphimonhystera (6%)•Terschellingia (5%)• Sabatieria (3%)

•Marylynnia (2)•Styloteristus (3)•Molgolaimus (2)•Amphimonhystera (3)•Daptonema (3)•Terschellingia (3)•Paramonhystera (2)

•Styloteristus (3)•Xyalidae (1)•Amphimonhystera (3)•Molgolaimus (1)•Anticoma (1)

St. 3

•Daptonema (22%)•Molgolaimus (12%)• Styloyheristus (9%)• Neotonchus (9%)• Prochromadorella (6%)• Sabatieria (3%)

•Molgolaimus (4A)•Daptonema (3 e 4A)•Neotonchus (4A)•Prochromaorella (4A)•Chaetonema (3)•Filitonchus (3)

•Marylynnia (2)•Styloteristus (4A)•Neotonchus (4A)•Filitonchus (2)•Prochromaorella (4A)•Daptonema (2 e 4A)

•Styloteristus (4A)•Daptonema (1 e 4A)•Neotonchus (4A)•Xyalidae (1)•Molgolaimus (4A)•Prochromaorella (4A)•Anticoma (1)

St. 4A

•Daptonema (27%)•Marylynnia (16%)•Molgolaimus (10%)•Metalinhomoeus (6%)• Odintophora (5%)

•Marylynnia (2)•Xyalidae (1)•Odontophora (2)•Molgolaimus (2)

St. 2

•Daptonema (31%)•Xyalidae (10%)•Molgolaimus (7%)•Anticoma (7%)

St. 1St. 4ASt. 3St. 2St. 1

•Daptonema (30%)•Stylotheristus (9%)•Marylynnia (6%)• Amphimonhystera (6%)•Terschellingia (5%)• Sabatieria (3%)

•Marylynnia (2)•Styloteristus (3)•Molgolaimus (2)•Amphimonhystera (3)•Daptonema (3)•Terschellingia (3)•Paramonhystera (2)

•Styloteristus (3)•Xyalidae (1)•Amphimonhystera (3)•Molgolaimus (1)•Anticoma (1)

St. 3

•Daptonema (22%)•Molgolaimus (12%)• Styloyheristus (9%)• Neotonchus (9%)• Prochromadorella (6%)• Sabatieria (3%)

•Molgolaimus (4A)•Daptonema (3 e 4A)•Neotonchus (4A)•Prochromaorella (4A)•Chaetonema (3)•Filitonchus (3)

•Marylynnia (2)•Styloteristus (4A)•Neotonchus (4A)•Filitonchus (2)•Prochromaorella (4A)•Daptonema (2 e 4A)

•Styloteristus (4A)•Daptonema (1 e 4A)•Neotonchus (4A)•Xyalidae (1)•Molgolaimus (4A)•Prochromaorella (4A)•Anticoma (1)

St. 4A

•Daptonema (27%)•Marylynnia (16%)•Molgolaimus (10%)•Metalinhomoeus (6%)• Odintophora (5%)

•Marylynnia (2)•Xyalidae (1)•Odontophora (2)•Molgolaimus (2)

St. 2

•Daptonema (31%)•Xyalidae (10%)•Molgolaimus (7%)•Anticoma (7%)

St. 1St. 4ASt. 3St. 2St. 1

Tabella 4. SIMPER (Primer, 5v) sui nematodi nel Porto di Marina degli Aregai.

In particolare, le composizioni percentuali nelle stazioni analizzate a Marina degli Aregai si possono così schematizzare: la stazione 1 è caratterizzata da una netta dominanza del genere Daptonema spp. (40%) seguito da Anticoma spp. (8%); la stazione 2 dai generi Daptonema spp., Marylynnia spp. e Molgolaimus spp.; la stazione 3 dai generi Styloteristus spp, Marylynnia spp e Amphimonistera spp; la stazione 4A dai generi Daptonema spp, Molgolaimus spp e Neotonchus spp.

Studi di microcosmi su estuari hanno messo in evidenza la predominanza del genere Daptonema spp. in sedimenti sabbiosi in situazione di basso o medio arricchimento organico (Schratzberger & Warwick, 1999). La notevole abbondanza di questo genere ci fa supporre che l’arricchimento organico rilevato nelle stazioni considerate ha creato condizioni favorevoli alla sua alimentazione ed al suo ciclo riproduttivo. Bisogna comunque sottolineare che un aumento troppo elevato di sostanza organica determina una diminuzione di questo genere. Daptonema spp. è stato, inoltre, rilevato in densità predominanti in condizioni di scarso ricircolo d’acqua presenti in determinate zone della costa occidentale Australiana e questo lo si può mettere in relazione alle condizioni che vengono, ovviamente, ad instaurarsi in un ambiente portuale.

Il genere Sabatieria spp. è stato dimostrato particolarmente resistente a condizioni intolleranti per la maggior parte di nematodi,come ad esempio condizioni anossiche e solfidriche. La maggior rappresentazione di questo genere nella stazione 3 conferma la situazione descritta precedentemente come la maggiormente arricchita e anche la più anossica (valori di Eh = -240 mV).

L’analisi della struttura dei nematodi ha anche messo in evidenza la presenza del genere Halalaimus spp.nella sola stazione 1. Tale genere (valore di c-p=4) indica la presenza di un ambiente poco stressato (Essink & Keidel,1998). Sempre nella stazione 1 si può rilevare l’assenza del genere Ptycolaimellus spp., colonizzatore di sedimenti arricchiti, presente invece nelle stazioni 2 e 3. La stazione 3, difatti, risulta la maggiormente arricchita organicamente. Inoltre, sempre esclusivamente nel sito 1 sono stati ritrovati i generi Oncholaimidae, Oxistomina e Metoncholaimus (presente anche nella stazione 4A) caratterizzati anch’essi da un valore c-p=4, e ritenuti pertanto maggiormente sensibili a situazioni di stress.

Il Maturity Index, utilizzato al fine di osservare il grado di colonizzazione o persistenza delle specie appartenenti alla comunità, non ha presentato notevoli differenze tra le stazioni studiate, nonostante la differente struttura della nematofauna. L’indice ha mostrato un valore c-p medio pari a 2.5, con la maggioranza dei generi appartenenti al gruppo dei


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“colonizzatori” (c-p=2) Il valore medio di MI calcolato indica una situazione di stress, paragonabile a valori rilevati in sedimenti sottostanti gabbie di acquicoltura (Mirto et al., 2002).

Un’ulteriore indagine ha preso in considerazione l’analisi del trofismo, basata sulla suddivisione dei nematodi nei quattro gruppi trofici (Wieser, 1953). L’analisi ha messo in evidenza la netta dominanza, in tutti i siti considerati, dei nematodi detritivori non selettivi (non selective deposit feeders, 1B) con una presenza percentuale pari al 54%; seguiti dagli erbivori (epistrate-feeders, 2A, 32%), dai batterivori (selective deposit feeders, 1A, 12%) ed infine i predatori (2B, 2%). Non si sono quindi riscontrate particolari differenze tra le stazioni per quanto riguarda il trofismo della comunità di nematodi: il loro nutrimento si basa quindi quasi esclusivamente di detrito e di sostanze vegetali.

L’indice di Shannon-Wiener, calcolato sui generi di nematodi presenta valori molto simili nelle stazioni considerate, ma rileva una maggior ricchezza specifica nelle stazioni 1 e 4A ed una minor ricchezza nella stazione 4. Particolarmente significativa risulta la differenza tra la stazione 4 e 4A, dove, coerentemente alla disposizione delle stazioni (4A la più vicina all’imboccatura portuale), la 4A è risultata la maggiormente diversificata e, quindi, la meno stressata. In particolare, i valori trovati possono essere paragonati ad altri studi su zone particolarmente stressate. Ad esempio nel porto di Hamilton, Bermuda (Warwick et al., 1990) si trovano valori di H’ compresi tra 2 e 2.6 loge, paragonabili a quelli di Marina degli Aregai. Un altro studio effettuato su zone altamente impattate è quello sull’estuario del fiume Swartkops in Sud Africa dove la situazione è risultata molto più stressata rispetto a quella del Porto di Marina degli Aregai, infatti i valori medi di H’ sono 0.79 log10 rispetto ai nostri valori medi pari a 1.1 log10.

Questo indice ha messo in evidenza una particolare situazione, in cui l’andamento che ci si potrebbe aspettare , interno-esterno, non viene rispettato, presentando valori alti in zone più interne del porto, caratterizzate da situazioni di scarso ricircolo di acqua e di conseguenza di difficili condizioni di vita. Questo ci può far supporre che le condizioni presenti nella stazione 1 siano ormai stabili da tempo e quindi la comunità abbia avuto il tempo di adattarsi, modificando le proprie condizioni di vita.

L’ITD (indice di diversità trofica) è stato infine utilizzato al fine di definire il trofismo dominante e capire se la comunità è rappresentata da un gruppo dominante o da più gruppi: la massima diversità trofica si ha per valori pari a 0.25 (i quattro gruppi trofici rappresentano il 25% della popolazione e la minima quando risulta pari a 1 (un unico gruppo trofico rappresenta la totalità). Nel caso della nematofauna analizzata nei sedimenti portuali di Marina degli Aregai, il valore di ITD medio è risultato pari a 0.40 ± 0.02, rilevando quindi una situazione trofica intermedia.

4.1.5 Conclusioni La distribuzione dei batteri indicatori fecali nei bacini portuali è da relazionare alla presenza di scarichi urbani e acque reflue, all’idrodinamismo e alle caratteristiche chimico-fisiche delle matrici ambientali (acqua e sedimenti).

Nel mese di luglio il porticciolo di Marina degli Aregai presenta concentrazioni medie di sostanza organica nei sedimenti, che in base alla suddivisione proposta da Dell’Anno et al. (2002) permettono di classificare il porticciolo come un sistema meso-oligotrofico per tutte le stazioni esaminate eccetto la St. 3, in cui i valori si avvicinano ad una situazione di eutrofia. In tale stazione si sono riscontrati, inoltre, le maggiori concentrazioni di Coliformi fecali e Streptococchi fecali. Tenendo presente che le rispettive concentrazioni rilevate nei campioni di acqua sono nettamente inferiori è evidente la correlazione con l’abbondanza di materia organica presente nei sedimenti, utilizzata come fonte principale di carbonio da parte dei batteri chemioeterotrofi.

Lo stesso non si può dire per la St. 1, dove le elevate concentrazioni di batteri indicatori di contaminazione fecale, sempre in campioni di acqua di interfaccia, non trovano corrispondenza con la quantità di sostanza organica, decisamente inferiore a quanto rilevato


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nella St. 3. In questo caso probabilmente l’abbondanza di batteri indicatori di contaminazione fecale è da relazionare alla presenza di fonti di inquinamento di origine alloctona (come scarichi urbani) e non alla sostanza organica presente nei sedimenti.

Nel mese di Gennaio i sedimenti del porticciolo hanno subito un notevole processo di arricchimento organico, passando da una condizione meso-oligotrofa ad una ipertrofica, eccetto la St. 3 che passa da condizioni di notevole arricchimento organico ad una situazione meso-oligotrofa. Le concentrazioni di Coliformi fecali e Streptococchi fecali risultano invece inferiori a quelle riscontrate nel mese di Luglio, anche se rimangono piuttosto elevate nei campioni di acqua di interfaccia della St. 1.

Concludendo, la distribuzione dei batteri indicatori fecali nelle aree portuali considerate presenta una notevole eterogeneità come riscontrato dalle concentrazioni rilevate nelle diverse aree di studio. Nonostante la presenza e abbondanza dei batteri indicatori fecali sia spesso correlabile alla quantità di materia organica presente nei sedimenti tale relazione non è risultata ubiquitaria. E’ possibile ipotizzare che la qualità microbiologica delle aree portuali considerate sia strettamente dipendente da fattori quali l’idrodinamismo e la presenza di sorgenti di inquinamento (scarichi urbani e acque di ‘run off’). La presenza di sostanza organica nei bacini portuali potrebbe avere un ruolo nell’influenzare la persistenza dei batteri alloctoni nelle matrici ambientali. La distribuzione spaziale di sostanza organica, clorofilla-a e batteri determinano, spesso, quella di meiofauna e dei nematodi, in quanto ne rappresentano le principali risorse di cibo, (Orren et al., 1979; Alongi & Tietjen,1980; Hicks & Coull,1983). Nelle stazioni prese in esame nell’area portuale di Marina degli Aregai si può notare una buona correlazione positiva della sostanza organica labile, le proteine con i copepodi, i nauplii, i turbellari e i tanaidacei, mentre la clorofilla-a è risultata correlata positivamente solo con nauplii e turbellari e i batteri con i turbellari.

La distribuzione spaziale della comunità meiobentonica risente, inoltre, degli apporti degli inquinanti chimici. L’analisi di correlazione ha evidenziato una correlazione negativa fra gli organismi ed il contenuto di Hg. Gli IPA e i metalli, in generale, non hanno mostrato avere importanti effetti sulla comunità meiobentica e su quella dei nematodi, fatto dovuto principalmente alle concentrazioni rilevate a Marina degli Aregai, che presentano valori sempre inferiori a limiti presi come riferimento. Tuttavia, nelle stazioni caratterizzate da maggiori concentrazioni di metalli ed IPA rilevate nella St. 3 a Luglio e St. 4A a Gennaio) sono correlabili ai valori minimi di densità.

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St 1 St 2

St 3 St 4

St 1 St 2

St 3 St 4

St 1St 2

St 3 St 4

Luglio G

ennaio Annuale

Eh

AVS

Sostanza Organica

Rischio distrofia

Clorofilla e Feopigm

enti

N

aphthalene

Anthracene

Fluoranthene

Benzo(b) fluoranthene

Benzo(k) fluoranthene

Benzo(a) pyrene

Ideno(1,2,3-cd)pyrene

Benzo(ghi) perylene

Idrocarburi

IPA TOT

Hg

Cr

Ni

As

C

d

Rischio Chimico

Metalli pesanti

Pb

Streptococchi fecali

Acqua C

oliformi fecali


Rischio igienico-sanitario

Acqua interfaccia

Coliform

i fecali

Indicatori Biologici

Meiofauna (n° di taxa)


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4.2 Portosole

4.2.1 Rischio distrofico Per quanto riguarda la valutazione del rischio di distrofia, cioè di un arricchimento organico tale da indurre condizioni di eutrofizzazione prima e di sviluppo di condizioni anossiche e di processi metanogenetici, sono stati utilizzati gli indicatori Eh, AVS, sostanza organica labile (proteine e carboidrati) e pigmenti clorofilliani.

I valori di potenziale redox (Eh � indicatore di secondo livello), che forniscono importanti indicazioni sulle condizioni di anossia e di una maggiore o minore condizione riducente, riscontrati nel porticciolo di Portosole sono risultati altamente negativi, come ci si può aspettare da un ambiente soggetto a scarso idrodinamismo, elevato arricchimento organico e granulometria spesso molto fine, quale è un ecosistema portuale. Valori negativi di potenziale di ossido-riduzione indicano la presenza di scarsa ossigenazione dei sedimenti con conseguente instaurarsi di condizioni di ipossia/anossia che possono, se persistenti, portare allo sviluppo di attività di metanogenesi con produzione di H2S. Nello specifico, i valori di Eh rinvenuti nel porto di Sanremo indicano una forte ipossia in tutte le stazioni analizzate ed in entrambi i mesi, anche se nella St. 4 a Gennaio i valori sono risultati vicino allo 0. Risultato analogo è stato ottenuto dalla sola osservazione dei sedimenti raccolti; infatti, il colore (� indicatore di primo livello) che tali sedimenti presentavano era grigio-nero, indicatore della condizioni di scarsa ossigenazione del sedimento (altrimenti colorato di marrone–ocra). L’indicazione fornita dai valori di Eh, pertanto, identifica una condizione di ipossia generalizzata in tutto il porticciolo che perdura nei mesi, condizione che necessità di essere monitorata in modo tale da evitare l’instaurarsi delle attività di metanogenesi, difficili poi da recuperare. Indicazioni più specifiche sulla presenza di fenomeni di solfato riduzione può essere ottenuta tramite l’analisi delle concentrazioni degli acidi volatili sulfurei (AVS � indicatore di terzo livello). Tale analisi ha messe in evidenza come nonostante la presenza di valori molto bassi di potenziale redox, non siamo in presenza di sedimenti sottoposti a fenomeni di metanogenetici con rilascio di solfuri (valori di AVS medi di 14.85 ± 8.02 µmol/ml), seppur la St. 1 sia quella che presenti le maggiori concentrazioni.

I valori delle concentrazioni di proteine e carboidrati (� indicatori di secondo livello) nei sedimenti di Portosole hanno rilevato un’eterogeneità spaziale con una situazione di eutrofia nelle stazioni 1 e 4 ed una di mesotrofia nelle stazioni 2 e 3 (Figura 60). Le concentrazioni di proteine nei due periodi di monitoraggio presentano valori medi leggermente maggiori a Gennaio, mentre le concentrazioni dei carboidrati si sono mantenute più costanti. Questo differente andamento temporale fra le due frazioni di sostanza organica comporta differenze maggiori considerando il rapporto proteine/carboidrati. Tale rapporto, che indica la qualità della sostanza organica (maggiore è il rapporto e maggiore è la frazione più facilmente degradabile da parte degli organismi) ha mostrato valori maggiori nel mese di Gennaio, pur rimanendo sempre inferiore all’unità, indicando l’elevata presenza di materiale refrattabile. In particolare, nel mese di Luglio il rapporto ha presentato valori abbastanza bassi con valore minimo nella stazione 2 (0.29) e massimo nella St. 1 (0.42). Nel mese di Gennaio si ha un aumento del rapporto con valori che risultano compresi fra 0.67 (St. 1 e 2) e 0.92 (St. 4).


100

Meso oligotrofo

Eutrofico

Iper trofico

St.1(Luglio)

St.4(Gennaio)

>7

St. 4 (Luglio)

5/7

St.1(Gennaio)

St.2(Gennaio)

St.2-3(Luglio)St.3 (Gennaio)

<5

>41.5/4<1.5

CHO

PRT

St.1(Luglio)

St.4(Gennaio)

>7

St. 4 (Luglio)

5/7

St.1(Gennaio)

St.2(Gennaio)

St.2-3(Luglio)St.3 (Gennaio)

<5

>41.5/4<1.5

CHO

PRT

Figura 60. Categorie dello stato trofico dei sedimenti in relazione alle concentrazioni di proteine e carboidrati nei mesi di Luglio e Gennaio a Portosole.

Seppur le concentrazioni di proteine e carboidrati rilevate nei due periodi nel porticciolo di Sanremo siano elevate (in media 2 mg/g sed DW di proteine e 4 mg/g sed DW) i valori sono, ovviamente, molto inferiori a quelli che si possono riscontrare in porti più grandi e commerciali (es. Porto Antico di Genova, porto di Genova –Voltri, porto di Rapallo) o in ambienti ad elevato arricchimento organico, quali impianti di acquacoltura.

Nella matrice sedimentaria, oltre alle proteine, carboidrati e lipidi, sono presenti anche i pigmenti fotosintetici (� indicatori di secondo livello) che possono essere sia prodotti in situ, dove le condizioni ambientali e l’illuminazione lo consentano oppure aver origine fitoplanctonica. La molecola di clorofilla–a è la più comune dei pigmenti fotosintetici, mentre i feopigmenti vengono a formarsi proprio per la degradazione delle clorofilla dopo la morte cellulare. Il contenuto di clorofilla–a può essere utilizzato come descrittore dello stato trofico e della produttività dei sistemi estuarili e costieri (Cahoon & Cooke,1992; de Jonge, 1995; Lucas et al. 2000; Manini et al. 2001). Il rapporto clorofilla-a/feopigmenti viene inoltre utilizzato come indicatore della frazione della componente autotrofica metabolicamente attiva (Plante-Cuny & Bodoy, 1987). Bassi valori di tale rapporto possono rappresentare situazioni di stress ambientale come un incremento della torbidità o una variazione della composizione chimica. I valori di clorofilla-a rilevati a Portosole sono risultati elevati rispetto ai valori tipici nelle aree costiere liguri e paragonabili alle aree interessate da attività di acquacoltura e/o portuali (Vezzulli et al., 2003a,b). Tuttavia, il rapporto tra clorofilla e feopigmenti è risultato molto basso, indicando la natura prettamente detritale del materiale organico di origine primaria nei sedimenti dei due porti analizzati.

4.2.2 Rischio chimico Le concentrazioni degli inquinanti chimici, metalli pesanti ed idrocarburi ((� indicatori di secondo livello), sono state messe a confronto con i valori riportati nella tabella 2 (Standard di qualità dei sedimenti di acque marino-costiere, lagune e stagni costieri) del DM n. 367/2003 e con i valori guida ERL (Effects Range Low) e ERM (Effects Range Median) indicati dalla NOAA. Nel porticciolo di Portosole le concentrazioni dei metalli pesanti sono risultate abbastanza elevate, soprattutto quelle di As, Cu, Hg, Ni e Zn, elementi caratteristici degli ambienti portuali. In particolare, le concentrazioni di Cu sono risultate sempre comprese fra i limiti di ERL e ERM, in entrambi i periodi e in tutte le stazioni. Zn ed As hanno mostrato concentrazioni comprese fra i limiti di ERL e ERM solo nella St. 1 in entrambi i periodi. Hg nelle stazioni 3 e 4 a Luglio e nella St. 1 a Gennaio; Ni ha presentato concentrazioni fra i limiti di ERL e ERM nella stazione 4, solo a Luglio. Le concentrazioni di Pb sono risultate inferiori ai limiti proposti dalla NOAA a Luglio, ma superiori a quelli proposti nel decreto ministeriale, mentre a Gennaio le concentrazioni del Pb sono aumentate con valori compresi fra i limiti di ERL e ERM nella St. 1. I valori di Ag, Cd e Cr sono risultati


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sempre inferiori ai limiti. La distribuzione spaziale dei metalli pesanti nel suo insieme evidenzia le stazioni 1 e 4 quali le maggiormente a rischio chimico.

Le concentrazioni di idrocarburi (IPA) hanno mostrato valori maggiori nella St. 4 e St. 1, seguite dalle St. 3 e St. 2. Dal confronto con i limiti sia del D.M. sia di quelli proposti dalla NOAA, l’unico IPA che fuoriesce è il Naftaline, nelle stazioni 1 e 4.

La presenza di elevate concentrazioni, sia di metalli che di IPA anche nella stazione 4, posta allo sbocco del porticciolo, è probabilmente dovuta alla presenza e vicinanza del porto commerciale di Sanremo.

Tabella 5. Valori limiti delle concentrazioni dei metalli pesanti proposti dalla NOAA (ERL = Effects Range Low; ERM = Effects Range Median) e riportati nel D.M. n. 367 del 6 novembre 2003.

Metalli ERL ERM D.M. n. 367/2003 Arsenico 8.2 70.0 12 Cadmio 1.2 9.6 0.3 Cromo totale 81.0 370.0 50 Rame 34.0 270.0 - Piombo 46.7 218.0 30 Mercurio 0.2 0.7 0.3 Nichel 20.9 51.6 30 Argento 1.0 3.7 - Zinco 150.0 410.0 -

4.2.3 Rischio igienico-sanitario I batteri svolgono un ruolo chiave nella diagenesi della materia organica e la struttura microbiologica è sensibile ai cambiamenti delle condizioni ed allo stato trofico (Mirto et al., 2002).

Nelle analisi svolte a Portosole si sono ritrovate densità molto elevate di batteri, confrontabili con quelle rilevate in altri porti, come ad esempio il Porto di Voltri (Moreno, 2005) e quello di Rapallo (Danovaro, pers.com) oltre che in altre aree eutrofiche del Mar Mediterraneo (Danovaro & Fabiano,1997; Albertelli et al., 1999; Chelossi et al., 2003; Fabiano et al., 2003; Vezzulli et al., 2003b). Sono risultati invece maggiori di quelli del porto di Alassio (Vezzulli et al., 2003a) e di altri ambienti costieri naturali (Danovaro & Fabiano, 1995; Albertelli et al., 1999), principalmente in conseguenza alle elevate concentrazioni di cibo (nutrienti e sostanza organica) caratteristiche degli ecosistemi portuali.

La quantità e la qualità (biodisponibilità) delle risorse trofiche influenzano significativamente le comunità bentoniche, caratterizzandone di conseguenza la loro distribuzione spaziale e temporale (Hargrave, 1972).

A Portosole nel mese di Luglio le concentrazioni di Coliformi fecali rientrano tutte nei valori guida, mentre quelle di Streptococchi fecali riscontrate in campioni di acqua di interfaccia superano abbondantemente tali valori in tutte le aree. Nel mese di Gennaio le concentrazioni di entrambe le categorie di batteri sono invece decisamente inferiori ai valori guida.


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L’elevata eterogeneità di distribuzione e abbondanza dei batteri indicatori fecali individua la presenza di “aree critiche” in cui le concentrazioni coliformi fecali e streptococchi fecali superano i valori guida definiti dalla normativa. L’individuazione di tali aree può essere utilizzata per la programmazione di piani di monitoraggio, considerando tuttavia che i limiti legislativi a cui si è fatto riferimento non riguardano le acque portuali ma quelle di balneazione.

Come nel caso di Marina degli Aregai, nonostante i metodi colturali abbiano evidenziato il superamento dei valori guida definiti dalla normativa europea in alcune aree, l’analisi molecolare relativa ai Vibrioni ha evidenziato l’assenza di specie patogene suggerendo che la valutazione del rischio microbiologico nei porti considerati potrebbe essere sopravvalutata dalla normativa vigente. Anche in questo caso, quindi, questa conclusione rimane speculativa in quanto si è analizzata solo una piccola frazione della comunità batterica patogena, ma evidenzia come una valutazione più realistica della qualità microbiologica potrebbe essere condotta utilizzando tecniche molecolari per la ricerca diretta dei batteri patogeni e dei relativi fattori di virulenza.

4.2.4 Indicatori biologici

4.2.4.1 Comunita’ meiobentonica La ricchezza di taxa (� indicatori di secondo livello) è stata proposta come un possibile strumento per l’identificazione degli effetti dell’inquinamento (Herman et al., 1985). La diversità e la ricchezza di taxa è ovviamente bassa in ambienti inquinati: questo è dovuto alla mancanza di taxa sensibili all’inquinamento e alla loro minor rappresentazione. Fanno parte di questi taxa sensibili gli ostracodi, i gastrotrichi, i tardigradi etc...

A causa delle ridotte dimensioni dei campioni, questo indice appena descritto potrebbe non essere adeguato nel fornire stime accurate della densità dei taxa rari: essi sono infatti presenti in numero limitato con densità di circa 1-10 ind/10 cm2. Risulta, quindi, necessario integrare più campioni relativi allo stesso sito, così da ottenere un numero più elevato di individui ed avere di conseguenza una stima più fedele alla realtà.

E’ stato inoltre dimostrato che anche la competizione assume un ruolo chiave, determinando una diminuzione della diversità e del numero di taxa.

Un potenziale criterio per la classificazione della qualità ambientale può essere il seguente:

≤ 4 taxa: ambiente fortemente impattato da 4 a 8 taxa: ambiente modestamente impattato da 8 a 12 taxa: condizioni ambientali sufficienti da 12 a 16 taxa: buone condizioni ambientali

< 16 taxa: eccellenti condizioni ambientali

Seguendo questo criterio, l’area portuale di Sanremo rientra nelle condizioni di modesto o sufficiente impatto ambientale (8-9 taxa in Luglio e 7 in Gennaio). Nel Porto di Sanremo non sono stati rinvenuti taxa particolarmente rari, probabilmente in conseguenza al notevole arricchimento organico e inquinamento chimico rilevato nei sedimenti.

I valori di ricchezza in termini di taxa sono paragonabili a quelli riscontrati nel Porto di Voltri (Moreno, 2005) e di Sanremo, in un precedente studio (Vezzulli et al., 2003). In particolare, i dati trovati nel Porto di Sanremo sono risultati pressoché identici a quelli riscontrati nello stesso porto nel mese di Dicembre 2000, indicando un mantenimento delle condizioni ambientali nel tempo e un adattameno della comunità alle condizioni di arricchimento organico. Le densità rilevate non hanno mostrato differenze significative sia spazialmente fra le quattro stazioni, sia temporalmente nei due mesi monitorati.

Dall’analisi MDS, condotta sulla comunità meiobentonica nei due periodi (Figura 61) nel Porto di Sanremo le strutture di comunità nelle quattro stazioni risultano separate fra di loro, anche se le distanze non sono significative. In particolare, la stazione che si discosta


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maggiormente dalle altre è la St. 1, in cui si hanno i valori minimi di densità e diversità. Considerando la replicazione temporale è apprezzabile la stabilità che si riscontra di tutte le stazioni ad eccezione della St. 3.

Figura 61: MDS della meiofauna nelle quattro stazioni del Porto di Sanremo.

4.2.5 Nematofauna I nematodi marini (� indicatori di terzo livello) sono riconosciuti quali indicatori biologici, sensibili a condizioni di inquinamento per l’elevata diversità tassonomica che li caratterizza, la loro elevata ubiquità e densità, che eccede rispetto agli altri taxa anche di uno o più ordini di grandezza (Croll & Mathews, 1977; Gyedu-Ababio & Baird, 2006).

Principali ragioni per cui i nematodi possono essere considerati buoni indicatori (Platt & Warwick, 1980) :

� La strategia riproduttiva conservativa conferisce alla popolazione stabilità in cui i cambiamenti possono essere relazionati all’insorgenza di inquinamento

� Un tempo di generazione breve permette risposte rapide � La loro presenza ubiquitaria e la loro elevata densità � Facili da campionare, data la esigua quantità di campione necessario per l’analisi � Bisogna però considerare anche gli svantaggi comportati da questo indice: � Difficoltà nell’identificazione

L’identificazione dei nematodi, condotta fino al livello di genere, ha permesso di evidenziare le differenze fra le stazioni di Portosole. In particolare, come si può notare dalla rappresentazione grafica dell’analisi MDS (Figura 62), la comunità di nematodi è risultata differente nelle stazioni 1 e 2, mentre le stazioni 3 e 4 mostrano due comunità molto più simili fra loro. La separazione della St. 1 è determinata dalla minor presenza di generi presenti (12 generi) rispetto alle altre stazioni in cui sono stati rilevati 14 e 18 generi, rispettivamente nella St. 2 e in ugula numero nelle stazioni 3 e 4.


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Figura 62. MDS della nematofauna nel Porto Sanremo.

La distribuzione della comunità a nematodi riscontrata nelle quattro stazioni non è dovuta solo alla differenza di numero di generi presenti, ma tiene conto anche delle densità rilevate. Nella St. 1 le densità totali dei nematodi sono risultate le minori rispetto alle altre stazioni considerate. Le minori densità di nematodi possono essere messe in relazione con le elevate concentrazioni di inquinanti chimici. E’ riportato, infatti, in letteratura, come le concentrazioni di Pb e Zn, in modo particolare, siano correlate con basse densità (Gyedu-Ababio & Baird, 2006). La densità dei nematodi è risultata inversamente correlata con le concentrazioni di Pb (n=8, r = -0.66) e Cu (r = -0.63). La St. 1 a Portosole, infatti, presenta le maggiori concentrazioni di questi due inquinanti.

Dall’analisi del SIMPER (Primer, 5v) è stato possibile inoltre determinare i generi di nematodi che caratterizzano e distinguono i siti di indagine.

•Paralongicyatholaimus(40%)•Paracomesoma (21%)•Styloteristus (11%)•Terschellingia (5%)

•Terchellingia (2)•Paracomesoma (3)•Styloteristus (3)•Axonolaimus (2)

•Paralongicyatholaimus (2)•Daptonema (1)•Metoncholaimus (1)•Viscosia (1)

St. 3

•Paralongicyatholaimus(53%)• Sabatieria (12%)•Metachromadora (10%)•Paracomesoma (5%)

•Paracomesoma (3)•Paralongicyatholaimus(4)•Styloteristus (3)•Sabatieria (4)

•Terchellingia (2)•Paralongicyatholaimus (2e4)•Metachromadora (4)•Sabatieria (4)

•Paralongicyatholaimus (2)•Daptonema (1 )•Metoncholaimus(1)•Paracomesoma (1)•Sabatieria (4)

St. 4

•Paralongicyatholaimus (43%)•Terchellingia (23%)•Axonolaimus (8%)•Paracomesoma (7%)

•Paralongicyatholaimus (2)•Daptonema (1)•Metoncholaimus(1)•Viscosia(1)

St. 2

•Daptonema (21%)•Paracomesoma (19%)•Metoncholaimus (15%)•Viscosia (12%)•Terchellingia (12%)

St. 1

St. 4St. 3St. 2St. 1

•Paralongicyatholaimus(40%)•Paracomesoma (21%)•Styloteristus (11%)•Terschellingia (5%)

•Terchellingia (2)•Paracomesoma (3)•Styloteristus (3)•Axonolaimus (2)

•Paralongicyatholaimus (2)•Daptonema (1)•Metoncholaimus (1)•Viscosia (1)

St. 3

•Paralongicyatholaimus(53%)• Sabatieria (12%)•Metachromadora (10%)•Paracomesoma (5%)

•Paracomesoma (3)•Paralongicyatholaimus(4)•Styloteristus (3)•Sabatieria (4)

•Terchellingia (2)•Paralongicyatholaimus (2e4)•Metachromadora (4)•Sabatieria (4)

•Paralongicyatholaimus (2)•Daptonema (1 )•Metoncholaimus(1)•Paracomesoma (1)•Sabatieria (4)

St. 4

•Paralongicyatholaimus (43%)•Terchellingia (23%)•Axonolaimus (8%)•Paracomesoma (7%)

•Paralongicyatholaimus (2)•Daptonema (1)•Metoncholaimus(1)•Viscosia(1)

St. 2

•Daptonema (21%)•Paracomesoma (19%)•Metoncholaimus (15%)•Viscosia (12%)•Terchellingia (12%)

St. 1

St. 4St. 3St. 2St. 1

Tabella 6. SIMPER (Primer, 5v) sui generi di nematodi nel Porto di Sanremo.

Dal grafico (Tabella 6) possiamo notare come la stazione 1 si discosti maggiormente dalle altre per la notevole dominanza percentuale di 5 generi che costituiscono l’80% della comunità (Daptonema spp., Paracomesoma spp., Metoncholaimus spp., Viscosia spp. e


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Terschellingia spp.), tutti generi altamente tolleranti a condizioni di ipossia, arricchimento organico e chimico.

Le altre tre stazioni sono accumunate dalla dominanza del genere Paralongicyatholaimus spp., anche se presente con percentuali differenti (42% St. 2; 39% St. 3 e 53% St.4), sebbene, poi, differiscano nei contributi percentuali degli altri generi. La stazione 2 è caratterizzata, infatti, dalla maggior presenza del genere Terschelligia spp. (22%), mentre la stazione 3 dal genere Paracomesoma spp. (25%). La netta dominanza di Paralongicyatholaimus spp. nella St. 4, mette in rilievo come seppur in questa stazione siano stati rilevati 18 generi, le condizioni ambientali non consentano l’instaurarsi di una comunità diversificata. Il secondo genere per abbondanza in questa stazione è rappresentato di Sabatieria spp., altro genre altamente tolleranto ad inquinamtno organico e chimico (Warwick & Price, 1979).

Dall’analisi dei generi dominanti si può, quindi, evidenziare la situazione generale di condizioni ambientali stressate, dovute sia all’elevato arrichhimento organico sia a quello chimico. Tuttavia, alcune interessanti considerazioni possono esser fatte prendendo in considerazione i generi minori. Il genere Axonolaimus spp., ad esempio, presente esclusivamente nella stazione 2, è noto essere un genere che meglio si adatta a condizioni di elevato arricchimento organico, rispetto ad un inquinamento di tipo chimico (Clarke, 1999) o comunque, in presenza di elevate concentrazioni di diversi metalli è ben tollerante ad elevate concentrazioni di Cu. In tale stazione sono stati, infatti, riscontrati valori, generalmente bassi di metalli e di IPA, con l’eccezione del Cu.

I valori di Maturity Index (valore medio di MI = 2), calcolati al fine di dare una valutazione alle condizioni ambientali, rilevati nel Porto di Sanremo evidenziano la presenza di un ambiente stressato. Nematodi con un c-p =2 sono, infatti, considerati opportunisti e traggono vantaggio da ambienti disturbati/inquinati.

L’indice ITD (indice di diversità trofica) è stato infine utilizzato al fine di definire il trofismo dominante e capire se la comunità è rappresentata da un gruppo dominante o da più gruppi. Nel caso della nematofauna presente nei sedimenti portuali di Sanremo, il valore di ITD medio è risultato pari a 0.40 ± 0.02, rilevando quindi una situazione trofica intermedia. Esiste comunque una certa eterogeneità tra le stazioni, difatti, la stazione 1 risulta maggiormente diversificata troficamente, rispetto alla stazione 3 dove la popolazone risulta quasi esclusivamente composta da generi che si nutrono di detrito non selettivo.

L’indice di Shannon-Wiener, calcolato sui generi di nematodi presenta valori molto simili nelle stazioni considerate, ma rileva una maggior ricchezza specifica nelle stazioni 1 e 4. I valori rilevati possono essere paragonabili a quelli ritrovati in studio su zone altamente impattate, come ad esempio estuari: siamo di conseguenza in condizioni di stress. Possiamo ad esempio citare lo studio effettuato sui sedimenti dell’estuario del fiume Swartkops in Sud Africa: i valori medi di H’ sono risultati pari a 0.79 log10, quasi identici a quelli rilevati in questo studio (H’=0.8). La stazione 1, pur essendo la maggiormente condizionata da situazioni di stress, essendo la più interna al bacino portuale, presenta i maggiori valori di diversità specifica.

4.2.6 Conclusioni A Portosole nel mese di Luglio si passa da una situazione di ipertrofia che caratterizza la stazione 1 (con concentrazione media di carboidrati nei sedimenti pari a 8,23 + 1,87 mg/g sed DW), ad una eutrofica nella stazione 4 e di mesotrofia nelle stazioni 2 e 3. Non si osserva una corrispondenza diretta tra la quantità di materia organica presente nei sedimenti del bacino portuale e le concentrazioni di batteri indicatori fecali, soprattutto per quanto riguarda i Coliformi fecali (CF). I valori maggiori di CF sono stati riscontrati nella stazione 3 (acqua 60.73 + 1.33 UFC/100 ml e acqua di interfaccia 40 + 8.66 UFC/100 ml), mentre risultano nettamente inferiori nelle altre aree. Per quanto riguarda gli Streptococchi fecali, invece, sono state rilevate elevate concentrazioni nei campioni di acqua di interfaccia di tutte le aree (da un minimo di 187.50 + 98.11 UFC/100 ml nella stazione 2 ad un massimo di 508.75 + 404.28 UFC/100 ml nella stazione 3), ma molto più basse nei campioni di acqua.


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Anche nel mese di Gennaio si assiste ad un notevole arricchimento organico nelle stazioni 1 e 4 ed una relativamente bassa presenza di sostanza organica nelle stazioni 2 e 3. Le concentrazioni di Coliformi fecali hanno subito un drastico calo, da un minimo di 0 UFC/100 ml in campioni di acqua di interfaccia dell’area 4 ad un massimo di 5 + 10 UFC/100 ml in campioni di acqua di interfaccia della stazione 3. Gli Streptococchi risultano più numerosi, da un minimo di 0,36 + 0.04 UFC/100 ml in campioni di acqua della stazione 1 ad un massimo di 37,50+26,30 UFC/100 ml in campioni di acqua di interfaccia della stazione 4.

Le concentrazioni di inquinanti chimici (metalli ed IPA) e di sostanza organica presenti nei sedimenti di Portosole, seppur presentino dei valori massimi in alcune stazioni, non raggiungo, in generale, condizioni di criticità ambientale, rimanendo inferiori ai valori di ERM (nel caso di inquinanti chimici) e di iper-trofia (nel caso di arricchimento organico). Tali condizioni indicano, quindi, una condizione ambientale del comparto sedimentario che è certamente stressata, ma che non presenta al momento rischio di distrofia e/o chimico. Tale situazione si ripercuote, ovviamente, sulle comunità biologiche bentoniche presenti. La comunità meiobentonica, infatti, risulta caratterizzata da elevate densità, tipiche di un ambiente organicamente arricchito, e da una ridotta diversità (in media sono presenti 8 taxa), che tuttavia rispecchia una condizione ambientale sufficiente o moderatamente impattata. Anche la struttura della comunità a nematodi permettere di ottenere importanti informazioni sullo stato del’ambiente considerato. La presenza dei 32 generi complessivamente rilevati all’interno del bacino portuale di Portosole, con in media 15 generi per stazione, permette di confermare la condizione di moderato impatto. In ambienti fortemente impattati, infatti, il numero di generi presenti può essere molto ridotta (5-6 generi, Essink & Keidel, 1998). La discreta diversità di generi presenti pur essendo in un ambiente impattato, quale un bacino portuale, può essere dovuta al fatto che in presenza di elevati carichi organici gli effetti dovuti agli inquinanti chimici diminuiscono (Clarke, 1999; Trammum et al., 2004). Occorre, tuttavia, tenere presente quali sono i generi presenti. Infatti, i generi dominanti (Daptonema spp., Paracomesoma spp., Metoncholaimus spp., Viscosia spp., Terschellingia spp. e Sabatieria spp) sono caratteristici per la loro tolleranza ad ambienti ipossici, ad elevato contenuto organico ed alla presenza di inquinanti chimici. La presenza di generi appartenenti alle famiglie Chromadoridae e Desmodoridae a portosole è molto ridotta, ciò è in accordo con altri studi in cui ad elevate concentrazioni di metalli e sostanza organica era corrisposto un forte decremento delle densità di queste due famiglie. Tuttavia, è necessario tener presente che Chromadoridae e Desmodoridae sono famiglie tipiche di substrati più sabbiosi e, quindi, la loro mancanza o scarsa presenza può essere fortemente influenzata dalla granulometria molto fine dei sedimenti di aree confinate.

La presenza di un ambiente, comunque, stressato è evidenziabile dai valori di Maturity Index, che presenta valori simili in tutte le stazioni, con un valore medio di c-p = 2. Nematodi con un c-p =2 sono considerati opportunisti e traggono vantaggio da ambienti disturbati/inquinati.

I risultati dell’analisi di correlazione evidenziano come le concentrazioni di Cd presenti nel porticciolo di Sanremo (0.005-0.20 ppm) non abbiano effetti negativi sia a livello di taxa, sia sulla comunità dei nematodi, in cui, al contrario, un gruppo di generi sono risultati positivamente correlati (Metadesmolaimus spp., Dichromadora spp., Chromadorella spp., Metoncholaimus spp., Viscosia spp. e Ptycholaimellus spp.). Di questo gruppo di generi è interessante notare come la maggior parte siano appartenenti alla famiglia di Chromadoridae e appartengno ad un c-p = 3 o 4, indicando generi meno tolleranti. La mancanza di effetti negativi sulla fauna bentonica da parte del Cd è stata rilevata anche in altri studi in cui sono stati valutati gli effetti di concentrazioni di Cd, anche molto superiori a quelle presenti a Portosole, sia sulla struttura della comunità meiobentonica (e dei nematodi) (Austen & McEvoy, 1997) sia sulla macrofauna (Selck et al., 1998; Kelaher et al., 2003; Trammum et al., 2004). Al contrario, fra i metalli, sembra che Pb, Zn e Cu siano gli inquinanti che maggiormente comportino effetti negativi sulle comunità (Austen & McEvoy, 1997; Trammum et al., 2004; Gyedu-Abadio & Baird, 2006). Nel caso di Portosole, l’analisi di correlazione ha messo in evidenza come sia Pb e Zn siano negativamente correlati con lo stesso gruppo di generi di nematodi (Paralinhomoeus spp., Calyptronema spp., Stylotheristus spp., Campylaimus spp., Enoplolaimidae, Paracanthonchus spp. e


107

Graphonema spp.). Inoltre, Pb è inversamente correlato con le densità totali dei nematodi, policheti e meiofauna totale, mentre lo Zn solo con i policheti.

A livello di taxa, correlazioni negative sono state rilevate fra concentrazioni di Cu e densità di nematodi e policheti e una correlazione positiva con i nauplii. Nell’analisi condotta sui generi il Cu ha mostrato una correlazione negativa con il solo genere Paralongicyatholaimus spp., che infatti è praticamente assente dalla St. 1 (1.5 %, contro il 40% in media nelle altre tre stazioni), stazione in cui le concentrazioni di Cu sono risultate le massime (in media 200 ppm contro i 60 ppm nelle altre stazioni). Da queste considerazioni è possibile ipotizzare Paralongicyatholaimus spp. quale genere sensibile ad elevate concentrazioni di Cu, e, quindi, utilizzabile come indicatore di inquinamento da questo metallo. Tuttavia, è necessario, prima di proporre l’utilizzo di Paralongicyatholaimus spp. condurre ulteriori studi, più specifici con sperimentazioni anche in microcosmo, ai fini di valicare effettivamente il suo ruolo di indicatore. L’eventuale utilizzo di questo genre sensibile al Cu sarebbe molto utile, soprattutto, nei monitoraggi di ambienti portuali, in quanto il Cu è uno dei più comuni e presenti inquinanti in ambiente marino costiero e soprattutto in baie industrializzate ed estuari (Salomons & Forstner, 1984). Dopo Hg e Ag, infatti, il Cu è considerato il metallo più tossico ad ampio spettroper la vita marina (Clark, 1997), anche per la sua presenza nella preparazione delle vernici antifouling.

108

St 1

St 2

St 3

St 4

St 1

St 2

St 3

St 4

St 1

St 2

St 3

St 4

Luglio G

ennaio A

nnuale Eh

AVS

Sostanza Organica

Rischio distrofia

Clorofilla e Feopigm

enti

N

aphthalene

Anthracene

Fluoranthene

Benzo(b) fluoranthene

Benzo(k) fluoranthene

Benzo(a) pyrene

Ideno(1,2,3-cd)pyrene

Benzo(ghi) perylene

Idrocarburi

IPA TOT

Hg

Cr

Ni

As

C

d

Rischio Chimico

Metalli pesanti

Pb


Acqua C

oliformi fecali


Rischio igienico-sanitario

Acqua interfaccia

Coliform

i fecali

Indicatori Biologici

Meiofauna (n° di taxa)

109

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Si ringraziano per la collaborazione:

P. Laconi – Università degli Studi di Genova M. Bartoli, D. Nizzoli, Prof. P. Viaroli – Università degli Studi di Parma

A. Picollo – Regione Liguria Gli operatori subacquei di Marina degli Aregai per il campionamento

I Patner Marina degli Aregai e Portosole per aver messo a disposizione i dati necessari.

linee guida per la predisposizione di sistemi di gestione ... · delle acque e dei sedimenti...

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