DONAX TRUNCULUS (BIVALVIA: DONACIDAE) AS A BIOLOGICAL...

SCUOLA DI DOTTORATO IN SCIENZE ECOLOGICHE

UNIVERSITÀ DEGLI STUDI DI ROMA “LA SAPIENZA”

XVIII° CICLO

(2002-2005)

DONAX TRUNCULUS (BIVALVIA: DONACIDAE) QUALE INDICATORE

BIOLOGICO DEGLI EQUILIBRI COSTIERI E DEL BILANCIO

SEDIMENTARIO

DONAX TRUNCULUS (BIVALVIA: DONACIDAE) AS A BIOLOGICAL

INDICATOR OF COASTAL DYNAMIC AND SEDIMENTARY BALANCE

PAOLA LA VALLE

Roma, 2005

Relatore: Prof. Gian Domenico Ardizzone

Università degli Studi di Roma “La Sapienza”

Contro-relatore: Dott. Renato Chemello

Università degli Studi di Palermo

INDICE INDICE SINOSSI

1. INTRODUZIONE 1

1.1 Il problema 1

1.2 Scopo della ricerca 5

1.3 Ambiente di spiaggia 6

2 INDICATORI BIOLOGICI 11

3. DONAX TRUNCULUS (BIVALVIA: DONACIDAE) 20

3.1 Morfologia 22

3.2 Distribuzione batimetrica 24

3.3 Ecologia 25

3.4 Riproduzione 28

3.5 Reclutamento 38

3.6 Accrescimento 40

4. AREA DI STUDIO 42

4.1 Caratterizzazione ambientale: fisico-chimica e biologica 42

5. MATERIALI E METODI 51

5.1 Siti di campionamento 51

5.2 Popolamenti a Donax trunculus 55

4.2.1 Metodi di campionamento 55

4.2.2 Trattamento dei campioni 58

4.2.3 Elaborazione dei dati 60

5.3 Analisi granulometriche 61

4.3.1 Trattamento dei campioni 61

4.3.2 Elaborazione dei dati 63

5.4 Analisi statistica 66

INDICE 6. RISULTATI 68

6.1 Popolamenti a Donax trunculus 68

4.1.1 Densità 68

4.1.2 Distribuzioni di frequenza di lunghezza 85

4.1.3 Distribuzione batimetria 99

4.1.4 Maturità sessuale 100

6.2 Analisi granulometriche 107

6.3 Donax trunculus e le variazioni granulometriche del sedimento 129

7. DISCUSSIONE 139

8. CONCLUSIONI 147

BIBLIOGRAFIA

Allegato 1: Distribuzioni di frequenza delle lunghezze di Donax trunculus per ciascun sito di campionamento alle diverse profondità esaminate nel periodo di studio.

SINOSSI

SINOSSI

DONAX TRUNCULUS (BIVALVIA: DONACIDAE) QUALE INDICATORE BIOLOGICO

DEGLI EQUILIBRI COSTIERI E DEL BILANCIO SEDIMENTARIO

Introduzione

Donax trunculus (Linnaeus, 1758) è una specie litorale, appartenente al phylum Mollusca

(Bivalvia: Donacidae), che occupa tipicamente il piano infralitorale superiore nel Mar

Mediterraneo, distribuendosi preferenzialmente su fondi sabbiosi tra 0 e 2 metri di profondità

(Massé,1971; Amouroux, 1974; Salas, 1987; Costa et al., 1987; Neuberger-Cywiak et al., 1990;

Mariani et al., 1998; Manca Zeichen et al., 2002). E’ un importante costituente della macrofauna

superficiale dei fondi sabbiosi e colonizza prevalentemente la fascia della biocenosi delle Sabbie

Fini degli Alti Livelli (SFHL), che si estende dalla linea di battigia fino a circa 2,5 m di

profondità, e una piccola fascia più superficiale delle Sabbie Fini Ben Calibrate (SFBC) (Pérès e

Picard 1964; Picard 1965). Picard (1965), basandosi principalmente sul concetto di fedeltà,

classificò Donax trunculus come “specie caratteristica esclusiva delle Sabbie Fini degli Alti

Livelli” in quanto, essendo tale specie strettamente dipendente dalla natura e dalla composizione

del sedimento, compariva solamente in quella determinata biocenosi (Morri et al., 2003). Proprio

per questa sua esclusività, sensibilità (organismo “substrato-sensibile”) e fedeltà all’habitat, D.

trunculus è in grado di fornire da solo una descrizione sufficientemente esauriente dell’intera

comunità e viene pertanto considerato un efficace descrittore dell’ambiente di spiaggia, ambiente

estremamente dinamico, fortemente esposto al moto ondoso e dominato dall’instabilità dei

sedimenti. L’ambiente di spiaggia rappresenta uno tra gli ecosistemi più vulnerabili e sensibili,

sottoposto a numerosi fenomeni naturali e forti pressioni antropiche che ne condizionano

l’evoluzione, ma soprattutto l’equilibrio. Le spiagge pertanto rappresentano un ambiente molto

sensibile alle variazioni anche piccole degli equilibri costieri e del bilancio sedimentario, che è

alla base della possibilità di esistenza della spiaggia stessa (Fierro, 2000, 2002, 2003).

Soprattutto negli ultimi 100 anni si è assistito ad una progressiva urbanizzazione della fascia

costiera che ha prodotto le maggiori modificazioni degli equilibri (Boesch, 1982; Louis Berger

Group, 1999; Green, 2002). La costruzione di vie di comunicazione costiere, la crescente

necessità di inerti da costruzione spesso prelevati negli alvei fluviali, la sistemazione dei versanti

e la creazione di invasi di uso irriguo, l’estrazione di fluidi dal sottosuolo, unitamente alla

costruzione di opere marittime e di manufatti (moli, porti, pennelli, barriere, ecc), hanno prodotto

un notevole deficit sedimentario che, sommato ad altre cause come la variazione del livello del

SINOSSI

mare e la subsidenza, hanno progressivamente aggravato il fenomeno dell’erosione dei litorali.

In particolare il paesaggio del litorale laziale, che fino ai primi del novecento era caratterizzato

da un intenso sviluppo dunare, ha subito negli ultimi decenni delle profonde modificazioni. Le

dune sono quasi del tutto scomparse, occupate da strutture balneari o complessi residenziali, le

aree paludose sono state bonificate, le superfici ricche di boschi fortemente ridotte, le spiagge in

gran parte occupate da stabilimenti balneari o edifici. A ciò si deve aggiungere sia la drastica

riduzione degli apporti solidi fluviali tiberini (Bellotti e De Luca, 1979), sia la realizzazione di

alcune dighe (Corbara, Nazzano e Castel Giubileo) nel basso e medio corso del Tevere, sia il

prelievo di inerti dall’alveo fluviale. In Italia, alla crescente erosione delle spiagge si è cercato di

porre rimedio mediante diverse strategie e tipi di intervento. Sono stati così posti in opera

svariati tipi di manufatti (opere di difesa trasversali e longitudinali, radenti o distaccate,

emergenti o soffolte) con lo scopo di proteggere gli insediamenti o frenare l'erosione. Questi

interventi, numerosi lungo le coste, raramente si sono rivelati risolutivi e, rendendo anelastica la

linea di costa, spesso hanno invece ampliato il problema aggravandolo e rendendolo irreversibile

(Fierro, 1990; Ferretti et al., 2003). A partire dagli anni ‘80, dopo che il fallimento di molti

interventi di ingegneria tradizionale per la protezione delle spiagge sabbiose divenne evidente

dal punto di vita sia tecnico che economico, negli Stati Uniti e in Europa è aumentato

costantemente l’interesse ad usare metodi di intervento “misto” che utilizzano opere rigide o

semirigide a protezione di un intervento di ripascimento con materiali provenienti generalmente

da cave terrestri o dal dragaggio di zone di sovrasedimentazione costiera. In Italia, solo nella

seconda metà degli anni ‘90 è stata adottata la tecnica del ripascimento mediante sabbie relitte.

Le sabbie relitte sono depositi sabbiosi, presenti lungo la piattaforma continentale a diverse

profondità, che si sono formati nel passato geologico. Questa pratica presenta alcuni importanti

vantaggi rispetto alle tradizionali tecniche di salvaguardia e protezione dei litorali in erosione

come la disponibilità di notevoli volumi di sabbia (milioni di metri cubi), i costi vantaggiosi, la

conservazione degli aspetti estetici paesaggistici e principalmente il grande ampliamento della

spiaggia, che spesso comporta un avanzamento superiore ai 50 metri.

In questo scenario generale si pone in modo evidente il problema dell’impatto sull’ambiente

marino, in particolare sui popolamenti bentonici presenti, che può avere anche rilevanti

ripercussioni su attività economiche di grande interesse, come ad esempio la pesca. Questo ha

comportato l’avvio di numerosi studi di controllo e di monitoraggio ambientale, con particolare

riguardo alla fascia costiera. Soprattutto negli ultimi decenni la scelta dei metodi per la

valutazione dello stato dell’ambiente ha comportato lo studio delle componenti biologiche

dell’ecosistema in grado di rispondere, con differente sensibilità, alle modificazioni

SINOSSI

dell’ambiente. Gli effetti dei disturbi, intesi come variazioni dovute a fattori sia naturali sia

antropici, si ripercuotono sulle comunità biotiche sia direttamente sia indirettamente attraverso

l’alterazione delle caratteristiche ambientali; pertanto valutare l’entità delle perturbazioni

attraverso la risposta degli organismi è una valida strategia per determinare in un arco temporale

esteso eventuali cambiamenti dell’ambiente. Tra le comunità biologiche, in particolare le

comunità bentoniche sono considerate i più adeguati descrittori sintetici dell’ambiente. Esse,

mantenendo una memoria storica e spaziale dei fenomeni naturali e di perturbazione avvenuti

nell’ambiente, possono descrivere efficacemente specifiche condizioni ambientali; notoriamente

infatti esse rappresentano la “memoria biologica” degli ecosistemi marini (Bianchi e Zurlini,

1984).

Alla luce di queste considerazioni in questo lavoro si è scelto di studiare la specie litorale Donax

trunculus (L.) per valutare la sua efficacia come indicatore biologico. Il concetto di indicatore

biologico nasce dalla necessità di individuare degli organismi, di facile e rapida applicazione, in

grado di fornire una immagine dinamica delle modificazioni presenti nell’ambiente.

Naturalmente, un buon indicatore deve possedere requisiti fondamentali, quasi irrinunciabili, che

ne semplifichino l’applicazione come: la facilità di reperibilità ed impiego, un elevato potere

discriminante, la possibilità di utilizzo in ampie aree geografiche e l’affidabilità, in quanto un

indicatore deve essere in grado di fornire lo stesso tipo di risposta quando si confrontano

situazioni identiche nello spazio e nel tempo (Sandulli, 2004; Occhipinti e Forni, 2003).

Scopo di questo progetto di ricerca è pertanto quello di descrivere e analizzare l’influenza di

fattori fisici sia naturali sia di origine antropica nella distribuzione del Donax trunculus al fine di

valutare la possibilità di una sua utilizzazione come indicatore biologico degli equilibri costieri e

del bilancio sedimentario. A tale scopo si è reso indispensabile approfondire le conoscenze

biologiche ed ecologiche di un ambiente costiero, estremamente dinamico, fortemente esposto al

moto ondoso e dominato dall’instabilità dei sedimenti, come è il piano infralitorale superficiale

di fondo mobile. Infatti, dalla raccolta del materiale bibliografico esistente relativo al Mar

Mediterraneo risulta la presenza di dati scarsi e frammentari e, laddove presenti, risalenti agli

anni ’80.

Materiali e metodi

L’area oggetto di studio comprende il tratto di costa laziale tra Ladispoli e Anzio (Roma), nel

Mar Tirreno Centrale. Lungo il tratto di costa esaminato, che ha un’estensione di circa 60 km,

sono state campionati i seguenti 7 siti, in ordine geografico da nord a sud: Ladispoli, Fregene,

Focene, Ostia centro (Ostia1), Ostia levante (Ostia2), Torvaianica e Anzio. La scelta dei siti di

campionamento nasce dalla considerazione che la costa oggetto di studio è caratterizzata dalla

SINOSSI

presenza di tratti di litorale in condizioni di equilibrio e di litorali soggetti a fenomeni erosivi

particolarmente intensi. In particolare, sui litorali di Ladispoli, Focene, Ostia e Anzio, per porre

rimedio alla crescente erosione delle spiagge in passato sono stati realizzati numerosi interventi

di ripristino, come la costruzione di opere rigide di diversa tipologia (barriere, scogliere,

pennelli) e i ripascimenti con sabbia prelevata sia da cave terrestri sia marine. Inoltre, questi

litorali sono stati interessati da rilevanti interventi di ripascimento nel periodo febbraio-aprile

2003 nel corso di questo studio, che si è svolto da giugno 2002 ad aprile 2004, ed hanno

comportato lo sversamento di centinaia di migliaia di m3 di sabbia relitta. Le spiagge di Fregene

e Torvaianica, in condizioni di equilibrio dinamico, sono state utilizzate come aree di controllo,

in quanto rappresentative di una situazione naturale.

In ciascun sito, mensilmente, per l’intero periodo di studio, sono stati campionati

contemporaneamente Donax trunculus e i sedimenti superficiali di spiaggia. Il prelievo di

campioni è stato effettuato lungo transetti ortogonali alla costa, distribuiti a 3 diverse profondità,

rispettivamente 0 - 0,5 - 1 m.

Donax trunculus è stato campionato, in ognuno dei 7 siti prescelti, utilizzando un rastrello a

mano di tipo professionale, comunemente utilizzato per la pesca a molluschi (maglia non

inferiore a 20 mm). Al fine di poter campionare anche le taglie più piccole e i giovanili la maglia

del rastrello è stata modificata (1 mm di lato). Gli individui di Donax trunculus sono stati contati,

pesati ed è stata calcolata la densità (ind/m2) per ogni campione. Per lo studio dell’accrescimento

sono state condotte analisi morfometriche della conchiglia. Per la determinazione del sesso e

della maturità sessuale è stata utilizzata, per i maschi e le femmine di D. trunculus, una scala a 5

stadi, ottenuta modificando la scala di Lucas (1963). I dati relativi alla maturità sessuale degli

individui sono stati utilizzati per determinare il periodo di maturità sessuale e quello riproduttivo

e per stimare inoltre la taglia di prima maturità e il rapporto sessi. Per quanto riguarda i dati

relativi all’accrescimento, le misure di lunghezza eseguite lungo l’asse antero-posteriore della

conchiglia, sono state organizzate in istogrammi di frequenza per classi di lunghezza rispetto alla

profondità, allo scopo di evidenziare la relazione tra la taglia e la profondità nei diversi mesi di

campionamento e per determinare il periodo di reclutamento dei giovani individui.

Per le indagini sedimentologiche sono stati prelevati campioni di sedimento superficiale

manualmente, con l’ausilio di un’asta provvista di un raccoglitore metallico posto ad

un’estremità. Lo strato di sedimento raccolto (circa 3 cm) è stato conservato in contenitori di

plastica ad una temperatura di + 4°C. In laboratorio per ogni campione è stata eseguita l’analisi

granulometrica dei sedimenti e sono stati calcolati i principali parametri statistici proposti da

Folk e Ward (1957).

SINOSSI

Per verificare la possibile influenza di fattori ambientali sulla distribuzione del bivalve Donax

trunculus è stata costruita una matrice utilizzando come variabili la densità di Donax (individui

per metro quadrato), le diverse classi granulometriche dei sedimenti (in phi), i mesi di

campionamento, le tre profondità (0 - 0,5 -1 m) e una variabile che distingue tra siti di controllo

e i siti “prima” e “dopo” le attività di ripascimento. L’analisi esplorativa dei dati è stata effettuata

utilizzando l’Analisi Canonica Discriminante. Tale analisi è stata applicata allo scopo di

estrinsecare le variabili che, fra tutte quelle considerate, contribuiscono in maniera significativa

alla discriminazione dei gruppi in cui la matrice è suddivisa. Per verificare la significatività

dell’analisi canonica discriminate è stato applicato il test di simulazione Monte-Carlo o

“Permutation test” (basato su 999 repliche). I grafici a scatola (box-plot) sono stati utilizzati per

descrivere in modo compatto e grafico le distribuzioni dei principali fattori analizzati, quali la

densità di D. trunculus nei diversi siti di campionamento, nelle diverse profondità, nei siti di

controllo e in quelli sottoposti a ripascimento. Per verificare la significatività delle differenze

riscontrate nei grafici box-plot tra la densità di Donax trunculus e le tre profondità esaminate e i

siti di campionamento e tra i siti di controllo e i siti “prima” e “dopo” il ripascimento, è stato

utilizzato il test di Mann-Whitney della somma dei ranghi. Questo test è l’analogo non-

parametrico del test t di Student per il confronto di due campioni indipendenti. Per valutare

l’esistenza di una relazione tra la presenza di Donax trunculus e le differenti classi

granulometriche dei sedimenti campionati è stata calcolato il coefficiente di Correlazione di

Spearman (test a 2 code). L’indice di correlazione Rho per ranghi di Spearman è una misura non

parametrica della correlazione e misura pertanto il grado di relazione tra due coppie di variabili.

Esso richiede inoltre che entrambe le variabili siano misurate almeno su scala ordinale. E’ stata

anche applicata una analisi, utilizzata per la prima volta da Falissard (1999) in campo medico e

psicologico, chiamata “Focused Principal Components Analysis”. I pacchetti software utilizzati

sono stati “R” (The R Project for Statistical Computing) e SPSS 13.0.

Risultati e discussione

In questo studio sono stati analizzati complessivamente 9.645 individui di Donax trunculus. In

particolare, nel periodo di studio la specie è risultata più abbondante lungo i litorali di Fregene

(3.143 individui) e Focene (3.121) a cui seguono le spiagge di Torvaianica (1.660), Ladispoli

(890), Ostia2 (491), Anzio (277) e Ostia1 (63). In generale il popolamento è caratterizzato da

elevati valori di densità media nei siti di Focene e Fregene nel periodo di studio pari

rispettivamente a 5,55 e 5,42 ind/m2. I valori più bassi di densità media sono stati invece rilevati

nei litorali di Ostia1 e Anzio pari rispettivamente a 0,11 e 0,54 ind/m2. I picchi di densità

SINOSSI

rinvenuti sono presenti nel periodo estivo (agosto-settembre) in tutte le spiagge esaminate. Nei

siti di Ladispoli e Ostia2 si osservano inoltre dei picchi di densità nel mese di gennaio.

Per quanto riguarda il ciclo riproduttivo, il periodo di attività riproduttiva in D. trunculus risulta

piuttosto ampio e si estende principalmente da aprile a luglio-agosto, periodo in cui le gonadi di

entrambi i sessi risultano mature (tutti gli individui presentano le gonadi piene di ovociti e di

spermatociti). La deposizione presenta dei picchi nei mesi di luglio e agosto. La specie, tra

settembre e marzo, risulta essere in uno stato di inattività (periodo di riposo), in cui le gonadi

sono regredite ed il sesso non è distinguibile microscopicamente. Il periodo di reclutamento, in

cui gli individui giovani si fissano al substrato ed entrano a far parte della popolazione, pur

subendo delle variazioni nell’area oggetto di studio, generalmente si osserva ad aprile, in estate,

tra luglio e settembre, e in misura minore in inverno, a dicembre. Esiste, quindi, un periodo

molto lungo che intercorre tra la fine del periodo riproduttivo (principalmente luglio-agosto) e la

comparsa del reclutamento dei giovanili (tra aprile e dicembre). Tale fenomeno è già stato

rilevato in uno studio effettuato lungo le coste algerine da Moueza e Frenkiel-Renault (1973),

dove accanto al periodo riproduttivo piuttosto esteso e caratterizzato da due picchi (il primo a

marzo-aprile e il secondo a luglio-agosto) gli Autori osservano il reclutamento nei mesi di

settembre-ottobre e dicembre. Gli stessi Autori spiegano questo fenomeno supponendo una vita

larvale di D. trunculus molto lunga, di circa sei mesi.

Dai risultati conseguiti in questo studio D. trunculus risulta caratterizzato da un accrescimento

piuttosto di veloce; tale accrescimento, massimo in estate (circa 3-6 mm), rallenta cospicuamente

nel periodo invernale. I dati raccolti hanno confermato che D. trunculus è una specie a ciclo

vitale breve (2 - 3 anni), in accordo con quanto noto in letteratura per il Mar Mediterraneo

(Bayed e Guillou, 1985). Diversi studi hanno evidenziato infatti che la durata del ciclo vitale

aumenta in modo proporzionale al crescere della latitudine: il ciclo vitale ha una durata di 2-3

anni lungo le coste atlantiche del Marocco e del Mediterraneo e di 5 anni lungo le coste nord-est

atlantiche (Gaspar et al., 1999).

Per quanto riguarda la taglia di prima maturità sessuale, i valori ottenuti in questo studio, pari a

14,4 mm per le femmine e a 14,1 mm per i maschi, sono risultati essere di poco superiori a quelli

riscontrati da Costa et al. (1987) lungo le coste del Tirreno centrale (12-13 mm) e da Ramon

Herrero (1993) nel Golfo di Valencia (12,7mm), mentre sono risultati inferiori a quanto

osservato da Moueza e Frenkiel-Renault (1973) lungo le coste algerine (circa 16 mm).

Dai dati ottenuti relativamente al rapporto dei sessi, D. trunculus presenta generalmente un

rapporto situato attorno all’1:1 durante tutto il periodo riproduttivo. Fa eccezione il sito di

Ladispoli dove la percentuale di maschi è più elevata di quella delle femmine. Nel complesso i

SINOSSI

risultati ottenuti sono in accordo con le osservazioni fatte da diversi Autori (Lucas,1965; Badino

e Marchionni, 1972; Moueza e Frenkiel-Renault, 1973) che, pur rilevando una percentuale di

maschi di solito più alta di quella delle femmine, segnalano un rapporto sessi che non si discosta

significativamente da 1:1.

D. trunculus presenta, lungo il tratto di costa laziale esaminato, una distribuzione batimetria

degli individui in funzione della taglia. In generale si osserva che, gli individui più piccoli sono

distribuiti tra 0 e 0,5 m di profondità e con l’avanzare della taglia e dell’età migrano verso

profondità maggiori (1 m). Questa distribuzione risulta abbastanza evidente nei siti di controllo

di Fregene e Torvaianica: i giovanili, anche se sono presenti a tutte e tre le profondità, mostrano

una diminuzione del numero di individui con l’aumentare della profondità. Lungo le spiagge di

Ladispoli e Focene si rinvengono individui di piccola taglia prevalentemente a 0,5 e 1 m di

profondità. Nei siti di Ostia1, Ostia2 ed Anzio il basso numero di animali catturati non permette

di definire un quadro ben preciso degli spostamenti batimetrici di D. trunculus, anche se, i

giovanili sembrano disporsi tra 0,5 e 1 m di profondità. Probabilmente il mancato ritrovamento

di esemplari giovani in prossimità della linea di battigia è attribuibile alla condizione di

instabilità della spiaggia. I risultati ottenuti sono in accordo con quanto osservato, in Atlantico,

da Ansell e Lagardere (1980) sull’Isola d’Oleron, da Guillou e Bayed (1991) in Marocco, da Le

Moal (1993) in Bretagna e, in Mediterraneo, da Mariani et al. (1998) nella Laguna di Lesina.

L’analisi dei dati granulometrici rinvenuti in questo studio ha permesso di fare alcune importanti

considerazioni sullo stato dei litorali oggetto di studio e sui cambiamenti granulometrici avvenuti

in alcuni siti in relazione all’esecuzione degli interventi di ripascimento.

I dati evidenziano a Fregene e Torvaianica (siti di controllo) la presenza di spiagge in condizioni

di equilibrio dinamico, caratterizzate dalla presenza di un sedimento ben classato, costituito da

sabbia medio-fine. Normalmente, infatti, in un ambiente naturale, la distribuzione

granulometrica della spiaggia sottomarina è ben classata, con la dimensione media dei granuli

che diminuisce gradualmente verso il fondo, l’asimmetria negativa e la percentuale di pelite che

aumenta all’aumentare della batimetria. Queste caratteristiche generali contraddistinguono i

sedimenti di spiaggia, dove l’azione costante del moto ondoso tende a selezionare i sedimenti in

funzione della competenza energetica, e quindi della profondità, e ad allontanare verso il largo le

frazioni più fini. Il classamento in prossimità della zona di battigia può essere minore rispetto

alle acque più profonde, data l’estrema variabilità dinamica dell’area. Le oscillazioni del

classamento si hanno generalmente durante il ciclo stagionale. La minore incisività del moto

ondoso durante il periodo estivo, tradotta in minore energia a disposizione, permette la

deposizione di un numero maggiore di classi granulometriche, con conseguente peggioramento

SINOSSI

del parametro classamento. In autunno e primavera si hanno valori intermedi del classamento,

data l’estrema variabilità del moto ondoso, per raggiungere poi, in inverno, i valori più elevati,

quando l’energia del moto ondoso è tale da allontanare molte delle frazioni fini che

caratterizzano la spiaggia (Ricci Lucchi, 1980).

Tutti gli altri tratti di litorale studiati sono invece caratterizzati da condizioni di instabilità

imputabili a significativi fenomeni erosivi. Questi litorali sono stati interessati da rilevanti

interventi di ripascimento, avvenuti nel corso di questo studio nel periodo febbraio-aprile 2003,

che hanno comportato lo sversamento di centinaia di migliaia di m3 di sabbia relitta. In generale

durante gli interventi di ripascimento è stato sversato un sedimento più fine e meglio classato

dell’originale. Sulla spiaggia di Focene il nuovo sedimento versato con il ripascimento è rimasto

stabile per tutto il periodo di studio; probabilmente l’intervento di ripascimento e la presenza di

alcune opere rigide trasversali (pennelli) hanno favorito la stabilizzazione della linea di riva. I

litorali di Ladispoli, Ostia1, Ostia2 e Anzio mostrano invece situazioni più complesse: nel tempo

infatti, e più o meno gradualmente, questi litorali tornano ad una condizione di instabilità. Il

spiaggia di Ladispoli anche dopo il ripascimento appare in una condizione di non equilibrio.

Anche le forti mareggiate, che hanno interessato la spiaggia nel mese di ottobre 2003, hanno

contribuito a rendere il litorale estremamente instabile. La spiaggia Ostia1, in forte stato di

arretramento, era costituita da un sedimento, estremamente variabile, caratterizzato da sabbie

prevalentemente grossolane. Nonostante con il ripascimento sia stato versato un sedimento più

fine dell’originale e meglio classato, il litorale si trova in una condizione di instabilità

sedimentaria, soprattutto alla profondità di 0 e 0,5 m. Questo è probabilmente imputabile sia al

significativo fenomeno erosivo in atto sia alla presenza di materiali eterogenei (ad esempio

ciottoli e ghiaia di origine fluviale), appartenenti ai numerosi interventi di difesa e di

ricostruzione effettuati in passato, che vengono rimessi continuamente in circolo dall’azione del

moto ondoso incidente. Sulla spiaggia di Ostia2 è stato sversato un sedimento con caratteristiche

granulometriche piuttosto simili a quello originario. Il nuovo sedimento versato, inizialmente

stabile, è stato successivamente vagliato dall’azione delle onde, che hanno allontanato le frazioni

fini, tendendo gradualmente ad un ritorno alle condizioni originarie di non stabilità. Questo tratto

di litorale, in forte stato di arretramento, in passato è stato interessato da diversi interventi di

difesa e da un intervento di ripascimento mediante sabbie relitte nel 1999. La vicinanza del

fiume Tevere e la presenza di un sedimento eterogeneo nella vicina spiaggia di Ostia1 ne

influenzano negativamente il classamento. Il monitoraggio effettuato a distanza di 14 mesi

dall’intervento di ripascimento (giugno 2004) ad Ostia2 ha evidenziato una rilevante perdita

della superficie di spiaggia pari al 69% rispetto alla superficie stabilizzata dopo le attività. Sul

SINOSSI

litorale di Anzio, il nuovo sedimento versato è stato repentinamente trasportato verso profondità

maggiori. Questo è confermato anche dagli studi di monitoraggio effettuati a distanza di 5 mesi

dal ripascimento (ottobre 2003) che hanno evidenziato una cospicua perdita della superficie di

spiaggia pari al 73% rispetto alla superficie stabilizzata dopo le attività. Questa forte perdita può

essere messa in relazione con il fatto che questa spiaggia, che si trova subito a sud di Tor

Caldara, non è protetta da strutture artificiali.

Per comprendere le relazioni tra Donax trunculus e le caratteristiche granulometriche delle

spiagge oggetto di studio sono stati messi in relazione le densità della specie nello spazio e nel

tempo con la granulometrica dei sedimenti.

In generale nell’area oggetto di studio D. trunculus mostra differenti valori di densità (individui

per m2) nei diversi siti di campionamento; tali differenze sono probabilmente legate alle diverse

condizioni ambientali che contraddistinguono i litorali oggetto di studio. In generale, in tutti i

tratti di litorale esaminati si osservano dei rilevanti picchi di densità soprattutto nel periodo

estivo (luglio-settembre) e, in misura minore, nel periodo invernale (dicembre-gennaio): tali

picchi corrispondono al periodo di reclutamento dei giovanili. Questo studio evidenzia come i

valori di densità riscontrati (massima densità media pari a 11,9 ind/m2) siano in generale di gran

lunga inferiori a quelli riportati in letteratura per altre aree del Mediterraneo. In Algeria, Moueza

(1972) segnala densità variabili tra 150 e 550 ind/m2 nei diversi mesi; lungo le coste israeliane

Neuberger-Cywiak et al. (1990) riscontrano valori compresi tra 159 e 510 ind/m2. Sono, invece,

piuttosto simili a quelli ottenuti in Adriatico da Mariani et al. (1998) nella laguna di Lesina

(densità media tra 0,97 e 15,39 ind/m2).

Relativamente ai siti di controllo, i litorali di Fregene e Torvaianica sono caratterizzati da valori

molto alti di densità rispetto agli altri siti di campionamento. Su questi litorali, la presenza di un

sedimento idoneo per l’insediamento della specie ma soprattutto la condizione di stabilità della

linea di riva favoriscono la presenza di una popolazione a Donax ben strutturata. Le fluttuazioni

di densità riscontrate sono legate al ciclo riproduttivo delle specie; i picchi di densità coincidono

infatti con la fase di reclutamento dei giovanili, così come evidenziato dall’analisi degli

istogrammi di frequenza delle lunghezze di D. trunculus.

Sul litorale di Focene, da parecchi anni sottoposto a rilevanti fenomeni erosivi, i dati raccolti

evidenziano un incremento dei valori di densità di D. trunculus dopo il ripascimento dell’arenile.

Più precisamente a distanza di circa 4 mesi dal ripascimento, avvenuto nel mese di aprile 2003,

si assiste ad un cospicuo reclutamento estivo di giovanili che trovano un substrato ottimale su cui

stabilirsi ed accrescersi anche nel successivo periodo invernale. Come già evidenziato dalle

analisi granulometriche dei sedimenti, la spiaggia assume una nuova condizione di stabilità.

SINOSSI

A Ladispoli D. trunculus presenta generalmente bassi valori di densità. Dopo le attività di

ripascimento, eseguite nel mese di aprile 2003, si osserva una diminuzione dei valori di densità. I

dati ottenuti evidenziano il rinvenimento di diversi giovanili di Donax nei mesi estivi dopo circa

3-4 mesi dal ripascimento che, però, non riescono a insediarsi nel successivo periodo autunnale.

Questo è sicuramente riconducibile alla persistente condizione di instabilità della linea di riva e

alle forti mareggiate, che hanno interessato il litorale di Ladispoli ad ottobre 2003, che hanno

impedito alle larve di fissarsi nel nuovo substrato e di accrescersi.

Nel sito di Ostia1 D. trunculus non era stato mai rinvenuto nel corso di questo studio fino al

refluimento di nuovo sedimento sull’arenile, avvenuto nel mese di marzo 2003. Dopo circa 4

mesi dal termine delle attività si assiste all’insediamento di individui giovani. Certamente la

persistente instabilità dei sedimenti di spiaggia ha contribuito ad ostacolare lo sviluppo di una

popolazione a Donax stabile. Come già evidenziato, la presenza di materiali eterogenei che

vengono rimessi continuamente in circolo dall’azione del moto ondoso incidente e i numerosi

interventi realizzati negli ultimi 15 anni lungo il litorale hanno contribuito a rendere l’ambiente

fortemente alterato e stressato sia da un punto di visto sedimentologico che biologico.

Ad Ostia2 D. trunculus era stato rinvenuto solo sporadicamente e con valori di densità

estremamente bassi prima delle attività di ripascimento. Anche in questo caso i dati rilevati

evidenziano, a distanza di 4 mesi dalle attività di ripascimento effettuato nel mese di marzo

2003, la comparsa di alcuni esemplari che però non riescono a sopravvivere nel periodo

successivo autunnale. Si può supporre che il nuovo sedimento versato, inizialmente stabile, sia

stato repentinamente perso, con il conseguente ritorno alle condizioni originarie di non stabilità.

Questo tratto di litorale, come già evidenziato, in passato è stato interessato da diversi interventi

di difesa e da un ripascimento mediante sabbie relitte.

Lungo il litorale di Anzio D. trunculus presenta valori di densità molto bassi e nel complesso tali

valori rimangono piuttosto costanti sia prima che dopo il ripascimento. Nei mesi estivi (agosto-

settembre 2003), a distanza di circa 4 mesi dal ripascimento, si rileva la comparsa di individui

giovani che, però, non riescono a dare origine ad una popolazione a Donax ben strutturata. Come

già evidenziato, in questo litorale, particolarmente esposto al moto ondoso e non protetto da

strutture artificiali (barriere, pennelli), la condizione di forte instabilità del substrato, che è stato

repentinamente trasportato verso profondità maggiori, ha reso difficoltoso il processo di

insediamento delle larve.

Da una attenta analisi dei risultati e delle considerazioni sopra riportate è emerso chiaramente

come la biologia e l’ecologia di Donax trunculus siano strettamente correlate all’ambiente

estremamente dinamico e fragile in cui vive. In particolare, considerato che il parametro che

SINOSSI

influenza maggiormente la distribuzione è la tessitura del sedimento, si è cercato di approfondire

la relazione tra D. trunculus, in termini di densità, e le variazioni granulometriche del sedimento

per analizzare e valutare come la specie risponde alla variazione degli equilibri costieri.

Dai risultati ottenuti dall’analisi statistica si separano chiaramente i siti di controllo (Fregene e

Torvaianica) e, in misura minore, il sito di Focene dagli altri litorali oggetto di studio. In

particolare, i siti di controllo, che si trovano in condizioni di equilibrio dinamico, sono

caratterizzati generalmente dai valori più elevati di densità di Donax e, relativamente al

sedimento, dalla predominanza della classe granulometrica di 2 phi (0,250 mm). Il litorale di

Focene invece sembra trarre beneficio dalle operazioni di ripascimento, infatti assume una

condizione di stabilità simile a quella osservata nei siti di controllo. Tutti i restanti siti sono

invece caratterizzati da valori molto bassi di densità e sembrano essere influenzati

principalmente dalla presenza di sedimenti fini e/o grossolani. Come già confermato dalle analisi

granulometriche, questi arenili si trovano in un forte stato di arretramento e di instabilità dei

sedimenti. In particolare, i litorali di Ostia 1 e Ostia 2, dove D. trunculus non era stato quasi mai

rinvenuto, sembrano essere influenzati dalla presenza di materiali grossolani di diversa origine

(ad esempio ciottoli e ghiaia di origine fluviale) e da un sedimento generalmente poco classato.

Anche i risultati ottenuti dall’analisi della distribuzione delle percentuali dei granuli di

dimensione 2,0 phi (0,250 mm) nei diversi siti confermano quanto sopra riportato: Fregene,

Torvaianica e Focene presentano percentuali maggiori di granuli di dimensioni 2,0 phi (0,250

mm) rispetto agli altri siti di campionamento. Quindi i risultati ottenuti sembrano confermare che

D. trunculus predilige particolarmente la classe granulometrica di 2 phi (0,250 mm).

Considerato che le informazioni esistenti in letteratura scientifica avevano messo in evidenza che

D. trunculus colonizza prevalentemente spiagge caratterizzate da granulometrie comprese tra

0,50 e 0,125 mm, questo studio ha permesso di restringere ulteriormente il range granulometrico

ottimale per la specie. Infatti, dall’analisi statistica è risultata una correlazione significativa con i

sedimenti costituiti prevalentemente dalla classe granulometrica di 2 phi (0,250 mm) e, in misura

minore, di 2,5 phi (0,177 mm). La presenza, inoltre, di sedimenti costituiti da granulometrie

molto grossolane (-2,5<phi<0) influenza negativamente l’insediamento e il successivo sviluppo

della specie. Queste osservazioni sono in accordo con quanto segnalato, in Atlantico, da Guillou

e Bayed (1991) e da Bayed e Guillou (1985) lungo le coste marocchine, da Guillou e Le Moal

(1980) in Bretagna e, in Mediterraneo, da Ramon Herrero (1993) lungo le coste spagnole.

Risultati leggermente diversi sono stato ottenuti da Moueza (1972), lungo le coste algerine, il

quale ha osservato che la granulometria ottimale per l’insediamento della specie varia tra 0,50 e

0,40 mm in primavera e in estate, e tra 0,30 e 0,25 mm durante l’inverno. In Mediterraneo,

SINOSSI

Castagnolo (1978) lungo le coste della Toscana e Neuberger-Cywiak, et al. (1990) in Israele

hanno evidenziato che la granulometria idonea corrisponde alla sabbia media compresa tra 0,50 e

0,25 mm.

Conclusioni

Alla luce dei risultati ottenuti in questo studio si può affermare che D. trunculus, specie

caratteristica esclusiva della biocenosi del piano infralitorale superficiale di fondo mobile delle

Sabbie Fini degli Alti livelli (SFHN) (Pérès e Picard 1964; Picard 1965), organismo strettamente

dipendente dalla granulometria del sedimento (de la Huz et al., 2002), è un buon indicatore

biologico che permette di realizzare una “istantanea” dello stato strutturale dell’ambiente di

spiaggia. In particolare è in grado di descrivere efficacemente le variazioni granulometriche dei

sedimenti legate sia a fenomeni naturali sia antropici che possono verificarsi nell’ambiente di

spiaggia.

Da questo studio è soprattutto emerso come la presenza di D. trunculus sia strettamente correlata

alla condizione di stabilità del sedimento; non è sufficiente solamente una granulometria idonea

per permettere l’insediamento di una popolazione a Donax ben strutturata. Nel complesso in

questo studio è stato dimostrato che nelle spiagge sottoposte a fenomeni di arretramento o di

instabilità del sedimento, D. trunculus fatica ad insediarsi, non riuscendo a trovare un substrato

idoneo su cui stabilirsi e sopravvivere. E’ anche emerso che la specie è in grado di fissarsi e di

colonizzare un nuovo substrato solo nei tratti di litorale, oggetto di ripascimento, in cui è stata

ripristinata una condizione di equilibrio sedimentario e la linea di riva è riuscita a rimanere

stabile per un tempo relativamente lungo, almeno successivo al periodo di reclutamento della

stessa specie. In generale, con il miglioramento delle condizioni ecologiche generali delle

spiagge si potrebbe assistere all’insediamento di popolazioni a Donax ben strutturate e stabili nel

tempo. E’ importante sottolineare come, in questo tipo di studi, lo studio della biologia di una

specie sia estremamente importante al fine di poter minimizzare gli impatti sui popolamenti

presenti. Infatti, nel caso specifico, un intervento di ripascimento eseguito in tarda estate avrebbe

sepolto gli individui reclutati non permettendo l’instaurarsi di una popolazione a Donax e,

inoltre, non avrebbe consentito un ulteriore reclutamento, se non l’anno successivo.

Pertanto alla luce di risultati ottenuti si può affermare che la presenza di una popolazione a

Donax strutturata è indice di una condizione di equilibro delle coste e del bilancio sedimentario.

Considerati i risultati positivi conseguiti in questa ricerca e considerata l’entità e la rapidità dei

cambiamenti ambientali in atto sugli ecosistemi litorali costieri, è auspicabile perseguire lo

studio degli indicatori anche in funzione di un loro possibile impiego come mezzi di supporto ai

fini di una corretta gestione integrata della fascia costiera. Anche se indicizzare l’ambiente

SINOSSI

marino costiero risulta particolarmente difficile a causa della sua stessa natura, appare comunque

evidente che lo sviluppo e l’impiego di nuovi indicatori potrà apportare un contributo di rilievo

per una efficace soluzione di alcune problematiche ambientali che affiggono con sempre

maggiore frequenza e intensità gli ecosistemi del Mar Mediterraneo.

1. INTRODUZIONE

1

1. INTRODUZIONE

1.1 Il problema

Donax trunculus (Linnaeus, 1758) è una specie litorale, appartenente al phylum Mollusca

(Bivalvia: Donacidae), che occupa tipicamente il piano infralitorale superiore nel Mar

Mediterraneo, distribuendosi preferenzialmente su fondi sabbiosi tra 0 e 2 metri di profondità

(Massé,1971; Amouroux, 1974; Salas, 1987; Costa et al., 1987; Neuberger-Cywiak et al., 1990;

Mariani et al., 1998; Manca Zeichen et al., 2002). E’ un importante costituente della macrofauna

superficiale delle spiagge sabbiose e colonizza prevalentemente la fascia della biocenosi delle

Sabbie Fini degli Alti Livelli (SFHL), che si estende dalla linea di battigia fino a circa 2,5 m di

profondità, e una piccola fascia più superficiale delle Sabbie Fini Ben Calibrate (SFBC) (Pérès e

Picard 1964; Picard 1965).

Picard (1965), basandosi principalmente sul concetto di fedeltà, classificò Donax trunculus come

“specie caratteristica esclusiva delle Sabbie Fini degli Alti Livelli” (Biocœnose des Sable Fins

des Hauts Niveaux) in quanto, essendo tale specie strettamente dipendente dalla natura e dalla

composizione del sedimento, compariva solamente in quella determinata biocenosi (Morri et al.,

2003). Proprio per questa sua esclusività, sensibilità (organismo “substrato-sensibile”) e fedeltà

all’habitat, D. trunculus è in grado di fornire da solo una descrizione sufficientemente esauriente

dell’intera comunità e viene pertanto considerato un efficace descrittore dell’ambiente di

spiaggia, ambiente estremamente dinamico, fortemente esposto al moto ondoso e dominato

dall’instabilità dei sedimenti.

L’ambiente di spiaggia rappresenta uno tra gli ecosistemi più vulnerabili e sensibili, sottoposto a

numerosi fenomeni naturali e forti pressioni antropiche che ne condizionano l’evoluzione, ma

soprattutto l’equilibrio. In questo ambito le spiagge rappresentano l’elemento più sensibile alle

variazioni anche piccole degli equilibri costieri e del bilancio sedimentario che è alla base della

possibilità di esistenza della spiaggia stessa (Fierro, 2000, 2002, 2003). Soprattutto negli ultimi

100 anni si è assistito ad una progressiva urbanizzazione della fascia costiera che ha prodotto le

maggiori modificazioni degli equilibri (Boesch, 1982; Louis Berger Group, 1999; Green, 2002).

La costruzione di vie di comunicazione costiere, la crescente necessità di inerti da costruzione

spesso prelevati negli alvei fluviali, la sistemazione dei versanti e la creazione di invasi di uso

irriguo, l’estrazione di fluidi dal sottosuolo, unitamente alla costruzione di opere marittime e di

manufatti (moli, porti, pennelli, barriere, ecc), hanno prodotto un notevole deficit sedimentario

che, sommato ad altre cause come la variazione del livello del mare e la subsidenza, hanno

progressivamente aggravato il fenomeno dell’erosione dei litorali.

1. INTRODUZIONE

2

La documentazione storico archeologica, per quanto i dati disponibili siano discontinui e

frammentari, dimostra che la tendenza complessiva in Italia è stata durante il XVIII e per gran

parte del XIX secolo a favore di un avanzamento della linea di costa. E’ in particolare nel XX

secolo, invece, che si è prodotta una fortissima riduzione degli apporti sedimentari ai litorali che

ha coinciso con l’incremento di valore delle spiagge come spazio d’uso, per effetto

dell’economia turistica. Poiché le prime avvisaglie della fase attuale di erosione dei litorali si

sono avute in tutto il mondo alla metà del 1800, e per il fatto che essa ha interessato anche zone a

scarsissima antropizzazione, molti ritengono che sulla riduzione degli apporti solidi possano aver

influito variazioni del clima: l’inizio della fase di erosione coincide infatti col termine della

“piccola era glaciale”. Tali variazioni sono da intendere tanto come modificazioni del regime

delle piogge (che si riflette sull’apporto solido dei corsi d’acqua) che come variazioni dei regimi

meteo-marini medi (che si riflettono sul trasporto lungo costa e sull’asporto di sedimenti verso il

largo) e del livello marino (dovuto all’innalzamento eustatico) (Fierro, 1990). Per quanto

riguarda i litorali italiani, un ruolo di primo piano è occupato dalle coste Tirreniche che

presentano fenomeni di erosione diffusa in oltre il 50% delle spiagge, mentre solo il 5% è in

accrescimento. I fenomeni erosivi, presenti ovunque lungo i litorali tirrenici, si accentuano in

corrispondenza degli apparati deltizi, dove il fenomeno inizia a manifestarsi a spese dell’apice

del delta e si estende poi lungo le ali (D’Alessandro, 1990). In particolare il paesaggio del

litorale laziale, che fino ai primi del novecento era caratterizzato da un intenso sviluppo dunare,

ha subito negli ultimi decenni delle profonde modificazioni. Le dune sono quasi del tutto

scomparse, occupate da strutture balneari o complessi residenziali, le aree paludose sono state

bonificate, le superfici ricche di boschi fortemente ridotte, le spiagge in gran parte occupate da

stabilimenti balneari o edifici. A ciò si deve aggiungere sia la drastica riduzione degli apporti

solidi fluviali tiberini (Bellotti e De Luca, 1979), sia la realizzazione di alcune dighe (Corbara,

Nazzano e Castel Giubileo) nel basso e medio corso del Tevere, sia il prelievo di inerti dall’alveo

fluviale. I tratti di costa maggiormente colpiti dal fenomeno erosivo sono localizzati, nel Lazio, a

cavallo della foce del Tevere (nel tratto Fregene - Fiumicino il 76% della costa è in erosione e

nel tratto Fiumicino - Ostia l'87%), tra Nettuno e Sabaudia (percentuali che oscillano tra il 72%

ed il 100%), tra San Felice Circeo e Sperlonga (dati Regione Lazio, 2000). In Italia, alla

crescente erosione delle spiagge si è cercato di porre rimedio mediante diverse strategie e tipi di

intervento. Sono stati così posti in opera svariati tipi di manufatti (opere di difesa trasversali e

longitudinali, radenti o distaccate, emergenti o soffolte) con lo scopo di proteggere gli

insediamenti o frenare l'erosione. Questi interventi, numerosi lungo le coste, raramente si sono

rivelati risolutivi e, rendendo anelastica la linea di costa, spesso hanno invece ampliato il

1. INTRODUZIONE

3

problema aggravandolo e rendendolo irreversibile (Fierro, 1990; Ferretti et al., 2003). A partire

dagli anni ‘80, dopo che il fallimento di molti interventi di ingegneria tradizionale per la

protezione delle spiagge sabbiose divenne evidente dal punto di vita sia tecnico che economico,

negli Stati Uniti e in Europa è aumentato costantemente l’interesse ad usare metodi di intervento

“misto” che utilizzano opere rigide o semirigide a protezione di un intervento di ripascimento

con materiali provenienti generalmente da cave terrestri o dal dragaggio di zone di

sovrasedimentazione costiera. In Italia, solo nella seconda metà degli anni ‘90 è stata adottata la

tecnica del ripascimento mediante sabbie relitte (il primo ripascimento artificiale con sabbia

prelevata in mare fu realizzato nel 1997 sul Lido del Cavallino a Venezia). Le sabbie relitte sono

depositi sabbiosi, presenti lungo la piattaforma continentale a diverse profondità, che si sono

formati nel passato geologico; possono essere affioranti sul fondo del mare o coperti dai

sedimenti sottili di deposizione attuale. Questa pratica presenta alcuni importanti vantaggi

rispetto alle tradizionali tecniche di salvaguardia e protezione dei litorali in erosione come la

disponibilità di notevoli volumi di sabbia (milioni di metri cubi), i costi vantaggiosi, la

conservazione degli aspetti estetici paesaggistici e principalmente il grande ampliamento della

spiaggia, che spesso comporta un avanzamento superiore ai 50 metri.

In questo scenario generale si pone in modo evidente il problema dell’impatto sull’ambiente

marino, in particolare sui popolamenti bentonici presenti, che può avere anche rilevanti

ripercussioni su attività economiche di grande interesse, come ad esempio la pesca. Questo ha

comportato l’avvio di numerosi studi di controllo e di monitoraggio ambientale, con particolare

riguardo alla fascia costiera. Soprattutto negli ultimi decenni la scelta dei metodi per la

valutazione dello stato dell’ambiente si è indirizzata verso lo studio delle componenti biologiche

dell’ecosistema in grado di rispondere, con differente sensibilità, alle modificazioni

dell’ambiente. Gli effetti dei disturbi, intesi come variazioni dovute a fattori sia naturali sia

antropici, si ripercuotono sulle comunità biotiche sia direttamente sia indirettamente attraverso

l’alterazione delle caratteristiche ambientali; pertanto valutare l’entità delle perturbazioni

attraverso la risposta degli organismi è una valida strategia per determinare in un arco temporale

esteso eventuali cambiamenti dell’ambiente. Tra le comunità biologiche, in particolare le

comunità bentoniche sono considerati i più adeguati descrittori sintetici dell’ambiente. Esse,

mantenendo una memoria storica e spaziale dei fenomeni naturali e di perturbazione avvenuti

nell’ambiente, possono descrivere efficacemente specifiche condizioni ambientali; notoriamente

infatti esse rappresentano la “memoria biologica” degli ecosistemi marini (Bianchi e Zurlini,

1984).

1. INTRODUZIONE

4

Alla luce di queste considerazioni in questo lavoro si è scelto di studiare la specie litorale Donax

trunculus per valutare la sua efficacia come descrittore “bio-sedimentologico” o meglio come

indicatore biologico degli equilibri costieri e del bilancio sedimentario.

Il concetto di indicatore biologico nasce dalla necessità di individuare degli organismi, di facile e

rapida applicazione, in grado di fornire una immagine dinamica delle modificazioni presenti

nell’ambiente. Con il termine indicatore biologico si indica, in genere, un qualsiasi organismo (o

insieme di organismi) in grado di fornire informazioni sulla qualità dell’ambiente e sui suoi

cambiamenti. Si tratta, per lo più, di organismi sensibili alle variazioni ambientali, la cui

modificazione (morte, assenza, presenza, alterazione fisiologica, ecc) indica la presenza (attuale,

pregressa, momentanea, costante) di fattori di stress sia di tipo naturale che antropico.

Naturalmente, un buon indicatore deve possedere requisiti fondamentali, quasi irrinunciabili, che

ne semplifichino l’applicazione come: la facilità di reperibilità ed impiego, un elevato potere

discriminante, la possibilità di utilizzo in ampie aree geografiche e l’affidabilità, in quanto un

indicatore deve essere in grado di fornire lo stesso tipo di risposta quando si confrontano

situazioni identiche nello spazio e nel tempo (Sandulli, 2004; Occhipinti e Forni, 2003).

1. INTRODUZIONE

5

1.2 Scopo della ricerca

Questo progetto di ricerca ha l’obiettivo di descrivere e analizzare l’influenza di fattori fisici sia

naturali sia di origine antropica nella distribuzione della specie litorale Donax trunculus al fine di

valutare la possibilità di una sua utilizzazione come indicatore biologico degli equilibri costieri e

del bilancio sedimentario. A tale scopo si è reso indispensabile approfondire le conoscenze

biologiche ed ecologiche di un ambiente costiero, estremamente dinamico, fortemente esposto al

moto ondoso e dominato dall’instabilità dei sedimenti, come è il piano infralitorale superficiale

di fondo mobile. Infatti, dalla raccolta del materiale bibliografico esistente relativo al Mar

Mediterraneo risulta la presenza di dati scarsi e frammentari e, laddove presenti, risalenti agli

anni ’80.

La scelta di utilizzare e di valutare l’efficacia di Donax trunculus come indicatore “bio-

sedimentologico” nasce dalla considerazione che in generale le comunità macrobentoniche sono

considerate i più adeguati descrittori sintetici dell’ambiente e si prestano in modo particolare a

questo tipo di studi perché la loro struttura è strettamente correlata ad un parametro abiotico di

sintesi, quale in questo caso la tessitura del sedimento (Gray, 1981). In tali comunità il phylum

dei Molluschi assume un ruolo estremamente importante, non solo per il loro contributo quali-

quantitativo, ma soprattutto perché considerato da sempre un valido ed efficace descrittore delle

comunità bentoniche costiere (Gambi et al., 1982; Fresi et al., 1983).

In questo studio si è scelto di studiare i popolamenti a Donax trunculus presenti in un tratto di

costa del Mar Tirreno centrale, che si estende da Ladispoli (Rm) ad Anzio (Rm), caratterizzato

dalla presenza di tratti di litorale in condizioni di equilibrio e di litorali soggetti a fenomeni

erosivi particolarmente intensi. Su questi litorali, per porre rimedio alla crescente erosione delle

spiagge, in passato sono stati realizzati numerosi interventi di ripristino, come la costruzione di

opere rigide di diversa tipologia (barriere, scogliere, pennelli) e i ripascimenti con sabbia

prelevata da cave terrestri. Nel 1999 è stato realizzato ad Ostia il primo e il più importante

intervento di ripascimento in ambito nazionale utilizzando la sabbia proveniente da cave marine.

Ulteriori interventi di ripascimento sono stati successivamente effettuati nel 2003 in alcune

spiagge dell’area oggetto di studio. Questa serie di interventi sul litorale ha sicuramente

contribuito ad alterare l’idrodinamismo costiero e il trasporto litorale che regola la distribuzione

dei sedimenti, creando una perturbazione in termini di variazioni nella struttura e nella

distribuzione del popolamento bentonico, in cui vivono anche alcune specie oggetto di pesca

professionale (quali ad esempio i bivalvi Donax trunculus e Chamelea gallina).

1. INTRODUZIONE

6

1.3 Ambiente di spiaggia

La spiaggia è una stretta fascia tra terra e mare costituita da una accumulo di sedimenti non

consolidati e modellati dall’azione del moto ondoso. La natura, l’origine e le dimensioni di

questi materiali sono estremamente variabili e dipendono dalle caratteristiche litologiche delle

aree di alimentazione, dai processi di alterazione che vi hanno operato, dalle modalità del

trasporto, dall’energia del moto ondoso a cui sono stati un tempo e sono attualmente soggetti,

oltre che dagli interventi che l’uomo ha effettuato sul territorio e sul litorale stesso (Pranzini,

2004).

Caratteristiche sedimentologiche e dinamiche

La spiaggia è un corpo sedimentario costiero prevalentemente sabbioso o ghiaioso, accumulatosi

nel tempo sotto l’azione delle onde e delle maree.

Per raffigurare una spiaggia è necessario tracciare il suo profilo topografico che è espressione

della distribuzione dell’energia marina sul litorale. Da terra verso mare si possono,

convenzionalmente, distinguere quattro settori: la spiaggia emersa, la spiaggia intertidale, la

spiaggia sottomarina e la zona di transizione. La spiaggia emersa, spesso chiamata anche arenile,

è delimitata dall’area compresa tra il limite raggiunto dalle onde di tempesta ed il livello medio

di alta marea; il limite verso mare è marcato dalla berma ordinaria, una leggera cresta a sezione

triangolare. Altre berme si possono trovare più all’interno e sono dette berme di tempesta. La

spiaggia intertidale è quella parte della spiaggia compresa tra il livello medio raggiunto dalle alte

maree e il livello medio delle basse maree; l’elemento morfologico fondamentale è rappresentato

dalla battigia (swash zone), esposta al flutto montante e di ritorno (risacca), generati dal moto

ondoso. La spiaggia sottomarina, permanentemente sommersa, è l’area compresa tra il livello

medio delle basse maree e la profondità di chiusura, valore che esprime il limite verso mare del

profilo attivo della spiaggia. Al suo interno il moto ondoso interagisce direttamente con il fondo

spostando i sedimenti prima ed entrando poi nella zona dei frangenti (breaker zone) e nella zona

di traslazione (surf zone); all’interno di queste ultime si sviluppano le correnti litoranee. In

corrispondenza dei frangenti si ha la formazione di una barra litoranea, parallela alla costa, e in

corrispondenza della zona di traslazione vi è una depressione. La zona di transizione è compresa

tra la profondità di chiusura e la profondità corrispondente a d =λ/2 (più correttamente indicato

con L/2), dove d corrisponde alla profondità pari alla metà della lunghezza d’onda incidente ed

indica la profondità in cui il moto ondoso inizia ad essere influenzato dal fondo marino, con

assenza di spostamenti di materiale, ma con inizio della rifrazione (Aminti et al., 2001).

1. INTRODUZIONE

7

Il sistema spiaggia è caratterizzato da notevoli oscillazioni del suo profilo che si possono rilevare

su diverse scale temporali (Caputo et al., 1993):

1 breve termine (misurabile in ore o giorni): variazioni dovute a tempeste con moto ondoso

che può ritenersi eccezionale per energia sviluppata e/o direzione di propagazione;

2 medio termine (mesi): sono le variazioni stagionali per diversa energia indotta dal moto

ondoso alle quali sono da attribuire l’ampliamento delle spiagge durante l’estate e il

restringimento durante l’inverno (figura 1.3.1). Infatti, nel periodo estivo, le spiagge

risultano generalmente più ampie per una maggiore disponibilità di materiale sabbioso

che, in inverno viene depositato nel tratto sommerso sotto forma di barre più accentuate;

3 lungo termine (decine o centinaia di anni): a questa categoria appartengono le variazioni

relative del livello del mare (eustatismo e subsidenza) e le fluttuazioni climatiche, anche

a piccola scala;

Inoltre vi possono essere variazioni legate allo spostamento di elementi morfologici, quali delta

di fiumi, che condizionano in maniera determinante il bilancio sedimentario e quindi il regolare

sviluppo della spiaggia.

Figura 1.3.1 - Profilo trasversale di una spiaggia nella sua configurazione “estiva” (swell profile); la linea tratteggiata disegna il profilo “invernale” (storm profile).

1. INTRODUZIONE

8

Caratteristiche biologiche

Gli ecosistemi litorali delle spiagge sabbiose sono estremamente dinamici e fisicamente stressati

(sensu McLachlan, 1990); i sedimenti vengono costantemente rimossi e trasportati da onde, venti

e maree. Per le peculiari condizioni ambientali e microclimatiche e la limitata estensione, gli

ecosistemi litorali sabbiosi sono in assoluto caratterizzati, ove confrontati con altri habitat, da

comunità animali e vegetali semplificate, con un numero di specie relativamente basso.

Malgrado ciò questi ambienti, proprio per l’influenza di parametri abiotici fortemente limitanti e

associati a condizioni generali di grande stress ambientale, hanno frequentemente selezionato

organismi peculiari e specializzati, fortemente adattati e spesso presenti esclusivamente in questi

habitat ormai residuali. Il valore naturalistico di questi popolamenti litoranei, al di là della

ricchezza assoluta di specie che è relativamente bassa, è quindi dato proprio dalla coesistenza di

molteplici organismi, accomunati da elevati livelli di specializzazione trofica, di esclusività e di

fedeltà all’habitat, e quindi da comuni caratteristiche di buoni “indicatori” della complessiva

qualità biologica dell’ambiente instabile e fragile in cui vivono.

Generalmente, in Mediterraneo, nell’ambiente di spiaggia tipico del piano infralitorale

superficiale, dove le biocenosi bentoniche sono differenziate a seconda della tessitura dei

sedimenti, dell’idrodinamismo, della salinità delle acque e di altri fattori, i popolamenti bentonici

sono caratterizzati dalla predominanza di molluschi, essenzialmente bivalvi, anche di notevole

interesse economico come Donax trunculus, Chamelea gallina e Ensis ensis, accanto a Donax

semistriatus, Tellina nitida, Tellina pulchella, Solen marginatus, Spisula subtruncata,

Acanthocardia tuberculata e Mactra corallina. Sono presenti, inoltre, i molluschi gasteropodi

Nassarius mutabilis e Neverita josephinia, gli anellidi policheti Nephtys hombergii e Owenia

fusiformis, i crostacei Iphinoe inermis, Idotea balthica, Diogenes pugilator e Portumnus latipes.

(Pérès e Picard, 1964; Picard, 1965).

Le comunità bentoniche presenti mostrano specifici adattamenti sia morfologici sia ecologici per

resistere all’idrodinamismo intenso e all’instabilità dei sedimenti, spesso variabile nello spazio e

nel tempo. Questi adattamenti, insieme all’eterogeneità spaziale e temporale dell’habitat,

rivestono un ruolo essenziale nel regolare la distribuzione delle comunità ivi presenti (Brown e

McLachlan, 1990), anche se gli specifici processi che regolano la distribuzione e l’abbondanza

delle diverse comunità biotiche sono spesso difficili da discernere.

Diversi Autori (Sanders, 1956; Pérès e Picard, 1964; McIntyre e Eletheriou, 1968; McLachlan et

al., 1981) hanno evidenziato la presenza, negli ecosistemi litorali sabbiosi, di comunità

bentoniche caratterizzate dalla dominanza di organismi filtratori e scavatori (figura 1.3.2).

1. INTRODUZIONE

9

E’ stato messo in evidenza in numerosi lavori scientifici che la distribuzione dei popolamenti

bentonici delle spiagge sabbiose è il risultato di una combinazione di fattori sia biotici (la

disponibilità risorse trofiche, le interazioni intraspecifiche) sia abiotici (la pendenza della

spiaggia, il tipo di substrato, la salinità, la temperatura). Anche l’attività umana (ad esempio la

pesca) può rappresentare un ulteriore fattore in grado di regolare la distribuzione dei popolamenti

agendo sia direttamente, con la diretta rimozione degli individui, sia indirettamente, mediante la

rimozione o il disturbo di potenziali competitori (Defeo et al., 1992; Defeo e De Alava, 1995,

Brazeiro e Defeo, 1996; 1999, Schoeman e Richardson, 2002; Cardoso e Veloso, 2003). I

popolamenti bentonici presenti mostrano, inoltre, un’ampia variabilità stagionale nella crescita,

riproduzione e abbondanza (Cardoso e Veloso, 1996, Veloso e Cardoso, 1999). Questa

variabilità può essere collegata a fattori climatici (come la luce e la temperatura), biologici (come

il ciclo vitale, il rifornimento larvale da altre aree, nel caso di specie a sviluppo larvale e la

riproduzione) ma anche alle dinamiche a fattori fisici come la torbidità delle acque, l’erosione

e/o l’accrescimento delle spiagge (Ansell e McLachlan, 1980, Jaramillo e McLachlan, 1993).

In Mediterraneo, le comunità bentoniche degli ecosistemi litorali sabbiosi sono state studiate

soprattutto per gli aspetti compositivi da Picard (1965), mentre per quanto riguarda gli aspetti

strutturali sono meno conosciute. Infatti, le informazioni bibliografiche disponibili indicano la

presenza di dati scarsi e frammentari e, laddove presenti, piuttosto pregressi. Alcune notizie sono

desumibili da lavori scientifici effettuati su aree più estese; in particolare sono risultati

particolarmente interessanti o significativi gli studi effettuati da Della Seta et al. (1977) e Falciai

et al. (1983) per la foce del Tevere, da Russo e Fresi (1983-84) e Russo et al. (1985) per il golfo

di Salerno, da Scipione et al. (1989) per il golfo di Napoli, da Morri et al. (1989; 1990) per il

Mediterraneo occidentale, da Somaschini et al. (1992a, b) e Gravina et al. (1992) per l’Isola di

Ponza, da Castelli et al. (1992; 1993), Bianchi et al. (1993a, b, c) e Aliani et al. (1995) per le

coste della Toscana e da Chimenz et al. (1996) per il Mar Tirreno centrale. Non sono numerose

le indagini specifiche riguardanti i popolamenti macrobentonici ascrivibili, secondo il modello di

zonazione di Pérès e Picard (1964), alle biocenosi infralitorali superficiali di fondo mobile delle

Sabbie Fini degli Alti Livelli (SFHN) e delle Sabbie Fini Ben Calibrate (SFBC) (figura 1.3.2).

Tra gli studi relativi al Mar Tirreno possiamo citare i lavori di Biagi e Corselli (1984) nel golfo

di Baratti (Piombino), di Costa et al. (1987) lungo le coste della Toscana, Lazio, Campania, di

Cocito et al. (1990) e Albertelli et al. (1994a, b, c; 1996) lungo le coste della Liguria. Per quanto

attiene il Mar Adriatico si segnalano inoltre i lavori di Vaccarella et al. (1985; 1989), di Ambrogi

et al. (1990), di Marano et al. (1980; 1985; 1987; 1998) e di Froglia (1989a, b; 1998) sui banchi

naturali a bivalvi.

1. INTRODUZIONE

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E’ importante, infine, sottolineare che il Programma di Monitoraggio per il controllo

dell’ambiente marino costiero (Progetto Si.Di.Mar) cominciato dal Ministero dell'Ambiente e

della Tutela del Territorio nel 2001, finalizzato alla conoscenza e tutela del mare e degli

ecosistemi marini e ha, tra gli obiettivi prioritari, quello di monitorare la biocenosi SFBC

presente lungo le coste italiane.

Figura 1.3.2 – Biocenosi bentoniche del piano infralitorale di fondo mobile secondo Pérès e Picard (1964): Sabbie Fini degli Alti Livelli (SFHN) (in alto) e delle Sabbie Fini Ben Calibrate (SFBC) (in basso).

Donax trunculus

2. INDICATORI BIOLOGICI

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Introduzione

Negli ultimi decenni la scelta di metodi per la valutazione dello stato di salute dell’ambiente si è

indirizzata specialmente verso lo studio delle componenti biologiche dell’ecosistema in grado di

rispondere, con differente sensibilità, alle modificazioni dell’ambiente. Gli effetti dei disturbi,

intesi come variazioni dovute a fattori sia naturali sia antropici, si ripercuotono sulle comunità

biotiche sia direttamente sia indirettamente attraverso l’alterazione delle caratteristiche

ambientali; quindi valutare l’entità delle perturbazioni attraverso la risposta degli organismi è

una valida strategia per determinare in un arco temporale esteso eventuali cambiamenti del

sistema ecologico. Le comunità biologiche animali e vegetali, infatti, mantenendo una memoria

storica e spaziale dei fenomeni naturali e di perturbazione avvenuti nell’ambiente, possono

descrivere efficacemente specifiche condizioni ambientali; notoriamente esse rappresentano la

“memoria biologica” degli ecosistemi marini (Bianchi e Zurlini, 1984).

E’ in questo contesto che si inserisce il concetto di indicatore biologico o bioindicatore. L’uso

degli indicatori biologici nella cultura umana è antico almeno quanto l’umanità. E’ di fatto

un’abitudine diffusa quella di ricorrere ad indicatori quando si vogliono interpretare situazioni

complesse. I primi esseri umani si servirono di indicatori, come i movimenti migratori stagionali

degli animali o il fiorire di alcune piante primaverili, per prevedere alcuni cambiamenti delle

condizioni ambientali.

In realtà, il primo riferimento agli indicatori viene attribuito a Platone. Alcune migliaia di anni

fa, egli osservò che alcune attività umane, come le modificazioni dei sistemi di drenaggio

agricoli, influivano sul clima locale causando effetti negativi sui raccolti degli alberi da frutta

(Rapport, 1992).

Hall e Grinnel (1919) furono tra i primi ad usare il concetto di indicatore, in ambiente terrestre,

associando specie di vegetali e animali a particolari life zones (vaste aree geografiche con simili

caratteristiche strutturali e composizionali). Morrison (1986), revisionando il lavoro di Clements

(1920), notò che il concetto di indicatore per le comunità di piante e animali poteva essere

ricondotto al 1600. La prima applicazione scientifica risale comunque a Clements (1920) che

utilizzava le piante come indicatori di processi fisici e di cambiamenti di condizioni del suolo. Il

concetto di indicatore è chiaramente espresso nel titolo dell’opera di Clements “Plant succession

and indicators” (1928) che ebbe un’influenza fondamentale sullo sviluppo della ricerca

geobotanica negli USA.


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Una delle prime applicazioni del termine, in ambito acquatico, risale a Kolkwitz e Marsson,

(1908), che utilizzavano organismi vegetali bentonici e planctonici come specie indicatrici per

classificare i corsi d'acqua sottoposti ad inquinamento organico (il Sistema Saprobico). Gli

Autori individuarono infatti 4 zone a cui corrispondevano 4 diversi gradi di avanzamento del

processo di decomposizione della sostanza organica.

Da allora il concetto si è evoluto sostanzialmente e ora è ampiamente applicato in diversi campi:

dai controlli di conformità delle industrie a specifiche leggi contro i danni ambientali e

l’inquinamento, al monitoraggio e alla valutazione della qualità dell’ambiente (Carignan e

Villard, 2002). Gli ultimi quaranta anni hanno visto una rapida accelerazione dell’interesse

scientifico nello sviluppo e nell’applicazione degli indicatori. Questo interesse è nato dalla

necessità di valutare le condizioni ecologiche al fine di prendere decisioni di tipo regolatorio,

amministrativo, di sostenibilità ambientale e di conservazione della biodiversità (Niemi e

McDonald, 2004).

Recentemente, l’uso degli indicatori biologici ha acquisito grande importanza tanto che, oltre

alla produzione di diversi libri, articoli e recensioni sugli indicatori (McKenzie et al., 1992), una

importante casa editrice come l’Elsevier, nel 2001, ha ritenuto opportuno lanciare una nuova

rivista scientifica denominata Ecological indicators ed il cui sottotitolo “integrating monitoring,

assessment and management” richiama molto efficacemente l’ambito in cui si muove la scienza

emergente della bioindicazione.

Definizioni e requisiti

In letteratura il concetto di “indicatore” è suscettibile a diverse interpretazioni ed è spesso

motivo di aspre discussioni. Per questo motivo è stato scelto di riportare solo alcune delle

definizioni più ricorrenti ed accreditate.

Una delle definizioni più complete è quella formulata da Blandin (1986): “L’indicatore biologico

è un organismo (o una parte di esso) o un gruppo di organismi (popolazioni, comunità) che con

una risposta a livello biochimico, citologico, fisiologico o ecologico permette di caratterizzare,

in modo pratico e sicuro, lo stato di un ecosistema o di un ecocomplesso (insieme localizzato di

ecosistemi interdipendenti, modellati da una storia ecologica comune) e di evidenziarne, il più

precocemente possibile, le probabili alterazioni”.

Malcevschi (1987) definisce un indicatore come “una entità semplice o complessa che viene

utilizzata e misurata al posto di un’altra entità per operazioni mentali e pratiche”.


13

Con il termine indicatore Schimdt di Friedberg (1987) indica “una rappresentazione sintetica di

una realtà complessa, cioè una caratteristica o un insieme di caratteristiche che permettono di

cogliere un determinato fenomeno”.

Noss (1990), partendo dalla sua visione gerarchica della biodiversità, definisce un indicatore

come “una caratteristica misurabile della struttura (popolazione, habitat), della composizione

(genere, specie, popolazione, comunità), o della funzione (genetica, demografica, ecosistemica)

dei sistemi ecologici”.

L’Organizzazione per la Cooperazione e lo Sviluppo Economico (OECD, Organization for

Economic Cooperation and Development, 1993) identifica con il termine indicatore “un

parametro, o un valore derivato da un parametro, in grado di fornire informazioni sullo stato di

un certo fenomeno (ambiente, area) che altrimenti sarebbero difficilmente percepibili

dall’osservazione dello stesso fenomeno nel suo complesso”. Secondo l’OECD il significato di

indicatore si estende oltre le proprietà direttamente associate al valore del parametro misurato;

esso, infatti, fornisce un tipo più immediato e facilmente comprensibile di informazione rispetto

a complesse elaborazioni statistiche. L’indicatore deve essere uno strumento sintetico ma nello

stesso tempo efficace, in modo da fornire una descrizione del fenomeno più accurata possibile;

esso deve essere in grado di:

- descrivere una situazione ambientale utilizzando un numero limitato di parametri e misure

rispetto a quello che generalmente viene considerato per la descrizione puntuale del fenomeno;

- semplificare la comprensione del fenomeno in modo che il valore informativo scaturito

dall’applicazione dell’indicatore possa essere facilmente utilizzato anche dai “non addetti” alle

tematiche scientifico-ambientali.

Secondo la FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations) (1999) un

indicatore rappresenta “una variabile, un indicatore o indice, le cui fluttuazioni rivelano elementi

chiave di un sistema”. La posizione ed il trend dell’indicatore in relazione ai punti o ai valori di

riferimento indicano lo stato attuale e la dinamica del sistema.

In una recente e sintetica rassegna critica sugli indicatori biologici, Bianchi e Morri (2003) gli

attribuiscono il seguente significato: “sistemi biologici che, mediante variazioni identificabili del

loro stato (dal punto di vista biochimico, fisiologico, morfologico, ecologico, ecc.),

rappresentano la risposta degli ecosistemi ad una situazione di stress e forniscono informazioni

sulla qualità dell’ambiente (o di una parte di esso)”. Gli Autori riconoscono differenti scale

gerarchiche nella risposta dei sistemi biologici allo stress; infatti, passando dalle biomolecole alle

cellule, agli organi, e via via fino agli organismi, alle popolazioni ed infine alle comunità nel loro

insieme aumentano la difficoltà di correlare cause ed effetti, l’importanza ecologica delle


14

alterazioni, ed il tempo di risposta. Una dicotomia importante nella pratica della bioindicazione

si realizza a livello dell’organismo: al di sotto di questa soglia l’indagine è di tipo squisitamente

biologico, al di sopra si entra in un campo tipicamente ecologico. I due approcci presentano

talvolta differenze importanti, tanto che si può affermare che il semplice termine di bioindicatore

è ambiguo se non ne viene precisato l’ambito. Tra i bioindicatori che considerano i livelli

gerarchici fino all’organismo si situano tutte quelle tecniche che prendono in considerazione

l’accumulo di elementi chimici e/o xenobiotici, le alterazioni fisiologiche e simili. Tra i

bioindicatori relativi a scale di organizzazione superiori all’organismo vi sono le specie

indicatrici e gli indici descrittori della struttura della comunità e del funzionamento degli

ecosistemi.

Parlando degli indicatori non può mancare un breve richiamo al modello DPSIR (Driving force,

Pressure, Status, Impact, Response). Tale modello, ormai affermato universalmente, è stato

applicato in numerosi studi internazionali e nazionali (in Italia, le Relazioni sullo Stato

dell’Ambiente del Ministero). Il modello DPSIR, che è un’estensione del modello PSR

(Pressure, State, Response) adottato dall’Organizzazione per la Cooperazione e lo Sviluppo

Economico (OECD, 1994), è stato sviluppato dall’Agenzia Europea per l’Ambiente (EEA,

1995). Esso nacque proprio in seguito al riconoscimento dell’incapacità del modello PSR di

identificare e di considerare appieno quei fattori, poco controllabili e difficilmente identificabili,

legati alle attività umane che hanno un incidenza rilevante, ma spesso indiretta sull’ambiente. Il

modello DPSIR individua cinque categorie di indicatori (figura 2.1):

1) Indicatori di Determinanti o Fattori trainanti (Driving force): identificano le attività e i

processi antropici responsabili degli impatti;

2) Indicatori di Pressione (Pressure): descrivono quegli elementi e fenomeni che sono la

causa dei problemi ambientali; essi misurano la pressione esercitata dalle attività umane

sull’ambiente e sulla quantità e qualità delle risorse naturali;

3) Indicatori di Stato (Status): sono descrittivi; delineano le condizioni in cui versa

l’ambiente all’istante considerato;

4) Indicatori di Impatto (Impact): rendono esplicite le relazioni di causa ed effetto tra

pressioni, stato e impatti; descrivono i cambiamenti che lo stato dell’ambiente subisce

dovuto alle diverse pressioni;

5) Indicatori di Risposta (Response): descrivono le azioni intraprese per migliorare la qualità

della vita e dell’ambiente; questi indicatori identificano le attività di difesa ambientale in

termini di prevenzione, mitigazione o ripristino.


15

Mentre gli indicatori di Determinanti e di Risposta sono essenzialmente di natura socio-

economica, gli indicatori di pressione e di impatto sono prevalentemente di tipo bio-ecologico.

Per quanto riguarda gli indicatori di Stato, grande attenzione viene attualmente prestata alla

necessità di preservare la diversità biologica degli ecosistemi.

Figura 2.1 – Il modello DPSIR.

Negli ultimi anni la letteratura scientifica ha prodotto numerosi libri e articoli che hanno

sviluppato ed elaborato il concetto di indicatore; risulta quindi evidente che esiste una vastissima

casistica di bioindicatori, ognuno dei quali caratterizzato da diverse specificità e significati.

Diversi Autori come Landres et al. (1988), Noss (1990) e Lambeck (1997) hanno considerato gli

indicatori come un termine omnicomprensivo che raggruppa specie focali, specie chiave, specie

ombrello, specie sentinella e specie carismatiche. Una visione alternativa, espressa da Kremen

(1992), Dufrene e Legendre (1997), Meffe e Carroll (1997), Simberloff (1997), Dale e Beyeler

(2001) ed altri Autori, suggerisce come il concetto di specie indicatrice sia sostanzialmente

differente dalle altre specie focali e richieda un trattamento separato. Questo argomento è inoltre

trattato in modo approfondito nelle review di Niemela (2000), di Zacharias e Roff (2000) e di

Niemi e McDonald (2004).

Numerosi lavori scientifici hanno ampiamente trattato e discusso sui criteri biologici e pratici

necessari per selezionare gli indicatori (Blandin, 1986; Noss, 1990; Spellerberg, 1992; Pearson e

Cassola, 1992; Cairns et al., 1993; Kremen et al., 1993; Pearson, 1994; Stork e Samways, 1995;

McGeoch, 1998; Dale e Beyeler, 2001; Malcevschi, 2001; Occhipinti e Forni, 2003; Sandulli,

2004). In tutti c’è concordia nell’affermare che i requisiti di un buon indicatore variano con la

natura dello stesso, con il tipo di riposta che è in grado di esprimere, con il grado e la durata

dell’alterazione ambientale che si intende rilevare, ma ci sono alcuni requisiti fondamentali,


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quasi irrinunciabili, che un potenziale indicatore dovrebbe possedere come ad esempio la facilità

di reperibilità ed impiego, un elevato potere discriminante, la possibilità di utilizzo in aree

geografiche estese e l’affidabilità, ossia un indicatore deve essere in grado di fornire lo stesso

tipo di risposta quando si confrontano situazioni identiche nello spazio e nel tempo (tabella 2.1).

Tabella 2.1 - Criteri di selezione degli indicatori (tratto da Dale e Beleyer, 2001).

Criteri di selezione degli indicatori

1. Essere facilmente identificabili e misurabili2. Essere sensibili agli eventi di disturbo nel sistema3. Rispondere agli stress in modo prevedibile4. Essere predittivi, ossia indicare un cambiamento in atto nel sistema ecologicico5. Predirre cambiamenti sui quali è possibile intervenire6. Integrare le risposte dei vari gradienti ecologici del sistema7. Avere una risposta nota ai disturbi di origine naturale o antropica e ai cambiamenti temporali8. Avere una bassa variabilità nella risposta

Nell’ambito degli studi sugli indicatori è stata abbandonata da tempo l’idea di individuare liste di

indicatori valide indistintamente per ogni contesto territoriale. Per ciascuno di essi è infatti

consigliata la formulazione di indicatori specifici. A livello internazionale, per facilitare lo

sviluppo degli indicatori e per valutarne l’efficacia l’EPA statunitense (Environmental

Protection Agency) ha pubblicato quindici linee guida “Evaluation Guidelines” (EPA, 2000), che

attraverso quattro fasi successive, individuano una serie di criteri mediante i quali selezionare

opportunamente gli indicatori. Le quattro fasi si possono distinguere in Rilevanza concettuale,

Fattibilità di attuazione, Variabilità di risposta e Interpretazione ed utilità (Jackson et al, 2000;

Kurtz et al., 2001). Inizialmente viene stimata l’utilità dell’indicatore sia nell’individuare la

risorsa ecologica a rischio sia nel fornire indicazioni per i possibili interventi di tutela. Il passo

successivo riguarda la praticità dell’indicatore; vengono valutate tutte le fasi del monitoraggio,

dal campionamento a raggiungimento dei risultati. Particolarmente importante è la valutazione

dei costi; spesso infatti sono previste spese troppo elevate nella fase di raccolta dati e inadeguate

per la fase di analisi e di interpretazione dei risultati. Ugualmente importante è capire la

variabilità nelle risposte degli indicatori per poter distinguere l’interferenza dovuta a fattori

esterni. La variabilità può attribuirsi sia ad errori introdotti durante la fase di campionamento, sia

a variazioni spaziali o temporali naturali. Infine, un indicatore deve produrre risultati che siano

facilmente comprensibili ed accettabili sia per i ricercatori che per gli amministratori.


17

Storicamente si è assistito ad notevole sviluppo nell’utilizzo degli indicatori biologici in

ambiente terrestre e nei sistemi acquatici (soprattutto le acque dolci). Per quanto riguarda gli

ecosistemi marini, l’utilizzo delle componenti biologiche per studi di qualità ambientale ha avuto

una crescita rilevante solamente negli ultimi anni. L’approccio biologico, infatti, consente di

ottenere risposte integrate nel tempo e di rilevare anche piccole o intermittenti modificazioni

della qualità dell’ambiente. Tra le varie componenti testate, le comunità bentoniche marine in

generale, in particolare quelle macrobentoniche, sono state considerate tra i più efficaci

descrittori sintetici dell’ambiente. Sono, infatti, costituite da organismi sedentari o poco mobili,

con cicli vitali relativamente lunghi, la cui distribuzione è strettamente correlata alla principali

componenti chimico-fisiche ambientali. I principali vantaggi nell’utilizzo degli organismi

bentonici negli studi di controllo e di monitoraggio dello stato dell’ambiente possono essere così

riassunti (Occhipinti Ambrogi e Forni, 2003):

- sono generalmente sedentari o con scarsa vagilità, e quindi riflettono le condizioni ambientali

locali;

- sono sensibili a diversi tipi di inquinanti che si accumulano proprio a livello dei sedimenti;

- molte specie bentoniche hanno cicli vitali relativamente lunghi e pertanto presentano una

risposta intergrata nel tempo alle variazioni della qualità dell’acqua e dei sedimenti;

- comprendono numerose specie, con diversi cicli vitali, con ruoli trofici diversi e con differente

grado di tolleranza a condizioni di stress;

- svolgono un ruolo fondamentale nello scambio dei nutrienti e del materiale tra il sedimento e la

colonna d’acqua;

- alcune specie sono importanti da una punto di vista commerciale;

- presentano strette relazioni con i principali parametri ambientali come il substrato, la

temperatura, l’ossigeno, la salinità, la profondità e la resistenza all’emersione.

Nella tabella 2.2 vengono riportati vantaggi e svantaggi dei principali gruppi bentonici

(Occhipinti Ambrogi e Forni, 2003).


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Tabella 2.2 – Vantaggi e svantaggi dei principali gruppi bentonici (tratto da Occhipinti Ambrogi e Forni, 2003).

VANTAGGI SVANTAGGI

MACROBENTHOS DI FONDI

INCOERENTI

Sono relativamente immobili e quindi utili per studiare gli effetti locali di un inquinante

La loro sistematica è relativamente semplice e sono note le risposte anche ai livelli tassonomici superiori

I campionamenti quantitativi sono relativamente facili

Esiste una vasta letteratura inerente gli effetti degli inquinanti sugli organismi macrobentonici

Il campionamento prevede la raccolta di un grande volume di sedimento

Il campione deve essere setacciato con allungamento dei tempi di lavoro in sito

Risponde lentamente ad eventi di disturbo A causa degli stadi larvali planctonici molto

sensibili, la comunità può subire drastiche variazioni numeriche

MEIOBENTHOS

A causa delle piccole dimensioni e dell’abbondanza degli organismi nei sedimenti, i campionamenti quantitativi sono semplici e realizzabili anche da piccole imbarcazioni

I campioni possono essere trasportati e smistati a bordo

Hanno cicli vitali mensili e quindi reagiscono più velocemente ad eventi inquinanti

A causa del dello sviluppo diretto e di cicli di riproduzione continua, le comunità sono più stabili

La loro sistematica è considerata complessa Le risposte della comunità meiobentonica agli

effetti dell’inquinamento non sono ben documentate

EPIFAUNA

DI FONDI DURI

Sono organismi immobili e quindi buoni indicatori di effetti locali

La comunità si distribuisce su due dimensioni, questo consente campionamenti visivi, anche fotografici

I fattori climatici ed edifici sono più complessi E’ difficile misurare le caratteristiche chimiche

all’interno o a livello del substrato I campionamenti remoti sono difficili E’ difficile contare gli organismi coloniali E’difficile fare misure di biomassa

In generale, l’efficacia dello studio della composizione delle comunità bentoniche per la

valutazione dello stato degli ambienti è confermato da numerose indagini effettuate in vari tipi di

habitat. In ambiente Mediterraneo, diversi Autori hanno utilizzato le specie bentoniche come

“indicatori” di particolari condizioni ambientali. Pérès e Picard (1964), basandosi principalmente

sul concetto di fedeltà dell’habitat, hanno proposto una zonazione del benthos marino

mediterraneo in relazione alla presenza nelle loro unità di popolamento definite “biocenosi” di

specie caratteristiche, accompagnatrici e accidentali in diverse associazioni animali e vegetali.

Queste specie, essendo legate a particolari condizioni ambientali, sono in grado distinguere i

diversi biotopi a seconda del grado di illuminazione, dell’idrodinamismo, del natura del

substrato, della salinità e della temperatura. In particolare, la specie caratteristiche esclusive,

proprio per la loro esclusività e fedeltà, sono in grado di fornire da sole una descrizione

sufficientemente esauriente dell’intera comunità e sono considerate “efficaci descrittori”

dell’ambiente. Bellan (1984) ha utilizzato la presenza e l’abbondanza di alcune specie

appartenenti al gruppo dei policheti come Capitella capitata, Scolelepis fuliginosa, Nereis

caudata per indicare condizioni di inquinamento organico. Altre specie meno tolleranti come i


19

bivalvi Myrtea spinifera, Thyasira flexuosa, Corbula gibba e il polichete Chaetozone setosa

proliferano invece in sedimenti con contenuto di carbonio organico inferiore al 2%. In uno studio

lungo la costa francese mediterranea, Bellan-Santini (1980) ha individuato due gruppi di specie

di anfipodi caratteristici di acque a diverso grado di inquinamento: le specie Hyale spp.,

Elasmopus pocillimanus e Caprella liparotensis sono legate ad acque pulite mentre Caprella

acutifrons, Podocerus variegatus e Jassa falcata sono preferenzialmente diffuse in acque

mediamente inquinate. Salen-Picard (1985) ha elaborato un sistema di bioindicatori

particolarmente efficace per descrivere l’intensità e la portata dei processi di infangamento. Egli

riconosce 9 gruppi di specie indicatrici di differenti tipologie e grado di sedimentazione,

organica e/o minerale. Bianchi et al. (1996), in uno studio di caratterizzazione dei mari della

Toscana, hanno descritto le tendenze dinamiche degli ecosistemi utilizzando sia specie

indicatrici di perturbazioni sia alcune specie di valenza autoecologica nota, corrispondenti a

quelle che Picard (1965) definì specie accompagnatrici: sono specie legate a determinati fattori

climatici ed edafici (Bianchi et al., 1993a, b, c) e che, pertanto, sono in grado di rivelare con la

loro abbondanza l’influenza dei fattori per i quali esse sono specializzate. Infine, in un recente

lavoro scientifico, Gomez-Gesteira e Dauvin (2000) hanno studiato i danni causati dagli

sversamenti di petrolio e, sulla base dei risultati ottenuti, suggeriscono di utilizzare gli anfipodi,

soprattutto appartenenti al genere Ampelisca, come buoni indicatori dell’inquinamento da

idrocarburi sulle comunità macrobentoniche di fondo mobile. Tra le specie marine indicatrici più

importanti ricordiamo la fanerogama marina Posidonia oceanica che, per la sua sensibilità alle

variazioni delle condizioni ambientali, è considerata un buon indicatore biologico della qualità

delle acque (come ad esempio la trasparenza e la concentrazione di solido sospeso). Attraverso lo

studio delle praterie è, infatti, possibile ottenere un quadro della situazione ecologica dell’area

costiera (Pergent et al., 1995). Specie indicatrici di precise alterazioni ambientali sono inoltre il

coliforme Escherichia coli la cui comparsa in acque costiere è considerata indice di

inquinamento cloacale e l’alga verde Ulva rigida la cui proliferazione è considerata un sintomo

di eutrofizzazione. Più in generale, l’esuberanza quantitativa di determinate specie può suggerire

l'alterazione dei normali equilibri tra popolamenti biologici e fattori ambientali. Questo è il caso

delle specie opportuniste che, grazie alla loro alta fecondità, allo sviluppo rapido, alla

maturazione precoce e all’ampia tolleranza ecologica, possono colonizzare ambienti sfavorevoli,

ivi compresi quelli inquinati. Da segnalare, fra i più noti opportunisti, alcune specie di policheti

quali Capitella capitata e Polydora ciliata, indicatori di arricchimento di materia organica e, tra i

molluschi, il bivalve Corbula gibba, indicatrice di instabilità sedimentaria e di inquinamento

organico (Bellan, 1991).


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Introduzione

Negli ultimi decenni la scelta di metodi per la valutazione dello stato di salute dell’ambiente si è

indirizzata specialmente verso lo studio delle componenti biologiche dell’ecosistema in grado di

rispondere, con differente sensibilità, alle modificazioni dell’ambiente. Gli effetti dei disturbi,

intesi come variazioni dovute a fattori sia naturali sia antropici, si ripercuotono sulle comunità

biotiche sia direttamente sia indirettamente attraverso l’alterazione delle caratteristiche

ambientali; quindi valutare l’entità delle perturbazioni attraverso la risposta degli organismi è

una valida strategia per determinare in un arco temporale esteso eventuali cambiamenti del

sistema ecologico. Le comunità biologiche animali e vegetali, infatti, mantenendo una memoria

storica e spaziale dei fenomeni naturali e di perturbazione avvenuti nell’ambiente, possono

descrivere efficacemente specifiche condizioni ambientali; notoriamente esse rappresentano la

“memoria biologica” degli ecosistemi marini (Bianchi e Zurlini, 1984).

E’ in questo contesto che si inserisce il concetto di indicatore biologico o bioindicatore. L’uso

degli indicatori biologici nella cultura umana è antico almeno quanto l’umanità. E’ di fatto

un’abitudine diffusa quella di ricorrere ad indicatori quando si vogliono interpretare situazioni

complesse. I primi esseri umani si servirono di indicatori, come i movimenti migratori stagionali

degli animali o il fiorire di alcune piante primaverili, per prevedere alcuni cambiamenti delle

condizioni ambientali.

In realtà, il primo riferimento agli indicatori viene attribuito a Platone. Alcune migliaia di anni

fa, egli osservò che alcune attività umane, come le modificazioni dei sistemi di drenaggio

agricoli, influivano sul clima locale causando effetti negativi sui raccolti degli alberi da frutta

(Rapport, 1992).

Hall e Grinnel (1919) furono tra i primi ad usare il concetto di indicatore, in ambiente terrestre,

associando specie di vegetali e animali a particolari life zones (vaste aree geografiche con simili

caratteristiche strutturali e composizionali). Morrison (1986), revisionando il lavoro di Clements

(1920), notò che il concetto di indicatore per le comunità di piante e animali poteva essere

ricondotto al 1600. La prima applicazione scientifica risale comunque a Clements (1920) che

utilizzava le piante come indicatori di processi fisici e di cambiamenti di condizioni del suolo. Il

concetto di indicatore è chiaramente espresso nel titolo dell’opera di Clements “Plant succession

and indicators” (1928) che ebbe un’influenza fondamentale sullo sviluppo della ricerca

geobotanica negli USA.