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Indicatori biologici ed ecologici nell’ambiente marino
Carlo Nike Bianchi e Carla Morri
Università degli Studi di Genova, Dip.Te.Ris., Dipartimento per lo studio del Territorio e delle sue Risorse, Corso Europa 26, I-16132 Genova
Riassunto Pur avendo radici profonde nell’ecologia e nella storia naturale, la scienza della bioindicazione sta conoscendo un notevole sviluppo in risposta alle problematiche di sostenibilità ambientale. In linea generale, si considerano come bioindicatori dei 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 indicatori corrispondenti a sistemi biologici compresi tra le biomolecole e l’intero organismo sono più propriamente indicatori biologici, gli indicatori relativi a scale di organizzazione superiori all’organismo sono piuttosto indicatori ecologici. Risalendo lungo la scala gerarchica dei sistemi biologici (fino a livello di ecosistema) aumentano la difficoltà di correlare cause ed effetti, l’importanza ecologica delle alterazioni, ed il tempo di risposta. In questo lavoro viene presentata una sintetica e non esaustiva rassegna critica di indicatori biologici ed ecologici relativi a tre grandi categorie: 1) indicatori biologici a livello dell’organismo; 2) specie indicatrici; 3) indicatori ecologici a livello di comunità ed ecosistema. Infine, vengono brevemente introdotti i recenti studi del Centro Ricerche Ambiente Marino dell’Enea per l’individuazione di indicatori bio-sedimentologici utili per la gestione integrata della fascia costiera, con particolare riferimento al problema dell’erosione dei litorali.
Introduzione Nell’analisi degli ecosistemi marini costieri, a scopo puramente conoscitivo o gestionale, un’attenzione particolare è solitamente rivolta alla componente biotica, non solo perché essa comprende le risorse biologiche sfruttate dalla pesca e dalla maricoltura ma anche perché da essa dipende il funzionamento dell’intero ecosistema. Questo duplice aspetto di “beni” (le risorse) e di “servizi” (il funzionamento) corrisponde alle componenti basilari del capitale naturale (Giannantoni, 1999). L’uso di indicatori per gli ecosistemi ha acquisito grande importanza in tempi recenti per il governo del territorio (Malcevschi, 2001), tanto che una importante casa editrice come Elsevier 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. L’uso di indicatori risponde primariamente alle problematiche di sostenibilità ambientale, per le quali è consuetudine fare riferimento al modello DPSIR ( Driving forces, Pressures, Status, Impacts, Response ) sviluppato dall’OECD (De Leo, 2001). In tale modello compaiono cinque diversi tipi di indicatori:
- indicatori di fattori trainanti ( driving forces ): identificano i fattori sottesi e connessi alle tendenze dello sviluppo socio-economico che influenzano le condizioni ambientali;
- indicatori di pressione ( pressures ): individuano le variabili responsabili del degrado ambientale;
- indicatori di stato ( status ): delineano le condizioni in cui versa l’ambiente all’istante considerato;
- indicatori di impatto ( impacts ): rendono esplicite le relazioni di causa ed effetto tra pressioni, stato ed impatti;
- indicatori di risposta ( response ): esprimono gli sforzi operativi compiuti dalla società per migliorare la qualità di vita e dell’ambiente. Mentre gli indicatori 1 e 5 sono essenzialmente di natura socio-economica, gli indicatori 2- sono prevalentemente di tipo bio-ecologico (fig. 1).
Fig. 1. Il modello DPSIR di indicatori di sostenibilità ambientale.
Per quanto riguarda in particolare gli indicatori di stato, grande attenzione viene attualmente prestata alla necessità di preservare la diversità biologica degli ecosistemi (Spada et al. , 2000). La sostenibilità delle attività umane sugli ecosistemi marini è una questione di urgenza primaria di fronte alla crescente situazione di degrado per cause sia antropiche sia climatiche (Johnston et al. , 2000) ed il problema della valutazione della biodiversità nell’ambiente marino, ad essa strettamente correlato, è stato sollevato recentemente in più ambiti (Bianchi e Morri 2000, Bianchi, 2002). Gli indicatori ambientali, e gli indici sintetici che possono derivare dalla loro aggregazione secondo diverse modalità, sono spesso equiparati, sia nell’opinione comune sia in parte della comunità tecnico-scientifica, a degli indicatori di inquinamento. In realtà questo è vero solo in parte, e può applicarsi solo ad alcune categorie di bioindicatori: più in generale, i bioindicatori sono 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). Si possono riconoscere differenti scale gerarchiche nella risposta dei sistemi biologici allo stress: 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 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 xenobiotici, le alterazioni fisiologiche e simili. Tra i bioindicatori relativi a scale di organizzazione superiori all’organismo vi sono le
tossiche di uno scarico, di monitorare gli scarichi, di definire i limiti di scarico per lo sversamento di sostanze tossiche ed altre problematiche simili (Oddo, 2001). I test tossicologici di laboratorio stabiliscono gli effetti di determinati contaminanti su organismi bersaglio. I criteri utilizzati per la scelta di questi organismi bersaglio sono la reperibilità, la facilità di allevamento in laboratorio, una taglia ed una durata di vita adeguate, il ruolo ecologico e/o la rappresentatività nella comunità, la valenza economica e la disponibilità di informazioni biologiche. I limiti dell’approccio tossicologico sono dovuti al fatto che viene preso in considerazione solo un numero necessariamente limitato di specie, alla breve durata dei trattamenti, e all’impossibilità di riprodurre in laboratorio la complessità degli ambienti naturali.
Le specie indicatrici Si definiscono in generale come specie indicatrici quegli organismi in grado di fornire informazioni su uno o più fattori ecologici di un determinato ambiente in base alla loro presenza o, meglio, abbondanza. Questa definizione deriva dal concetto di nicchia ecologica, intesa come lo spazio multidimensionale (ipervolume), le cui coordinate sono i vari parametri ambientali che rappresentano le condizioni di esistenza di una specie. Ogni specie vivente quindi è legata ad un particolare insieme di condizioni dell’ambiente in cui vive e pertanto riflette le caratteristiche di quest’ultimo: in pratica, però, si considerano indicatrici solo quelle specie sensibili a determinati aspetti dell’ecosistema e per le quali la reattività ai fattori ecologici di interesse sia ben nota e facilmente valutabile. L’uso di specie indicatrici per caratterizzare fa parte della tradizione dell’oceanografia biologica. Gli indicatori planctonici, ad esempio, sono specie la cui presenza caratterizza determinate masse d’acqua: un caso classico e frequentemente riportato sui libri di testo riguarda il chetognato Sagitta elegans che indica l’intrusione di acque oceaniche nel Canale della Manica (“ elegans water”). Meno conosciuto è il fatto che anche nel benthos costiero si possono individuare indicatori delle caratteristiche delle masse d’acque, ed in particolare del cambiamento qualitativo e quantitativo del movimento dell'acqua che avviene al crescere della profondità. È possibile individuare delle discontinuità, note come profondità critiche di Riedl (Bianchi e Morri, 2001), in base ai parametri del moto ondoso quali la lunghezza e l’ampiezza d'onda (fig. 2).
Fig. 2. Schema del cambiamento qualitativo e quantitativo del movimento dell’acqua secondo la profondità (L = lunghezza d’onda, H = ampiezza d’onda).
Presso le profondità critiche, il cambiamento di direzione del flusso dominante è indicato dal diverso orientamento delle colonie di organismi sessili filtratori passivi, come ad esempio quelle della gorgonia Eunicella cavolinii (fig. 3).
Fig. 3. Colonie di Eunicella cavolinii lungo una parete rocciosa: il cambio di orientamento del piano di filtrazione delle colonie indica l’attraversamento della seconda profondità critica di Riedl.
Alcune specie sono indicatrici di precise alterazioni ambientali. È ben noto che la comparsa del coliforme Escherichia coli in acque costiere è considerata indice di inquinamento cloacale: la concentrazione di 100 colibatteri 100 ml-1^ è considerata come valore soglia di idoneità per le acque destinate alla balneazione. La proliferazione di vegetazione algale nitrofila, come la clorofita Ulva rigida (fig. 4), è considerata un sintomo di eutrofizzazione.
Fig. 4. Esempio di vegetazione algale nitrofila dominata dall’alga verde Ulva rigida , indicatrice di tendenze eutrofiche.
Più in generale, l’esuberanza quantitativa di determinate specie può suggerire l'alterazione dei normali equilibri tra popolamenti biologici e fattori ambientali (Bellan, 1991). Aspetti di diversificazione o addirittura la sostituzione dei popolamenti originari, attraverso fasi di regressione e denaturazione, sono indicatori di uno stato leggermente o fortemente perturbato (Bellan et al ., 1985).
Tab. 1. Valutazione dello stato dell’ambiente marino costiero e delle condizioni delle acque a seconda del valore assunto dall’indice TRIX. TRIX Stato ambientale Condizioni delle acque 2-4 Elevato Acque trasparenti, buona ossigenazione del fondo 4-5 Buono Acque occasionalmente torbide e ipossiche al fondo 5-6 Mediocre Acque torbide, ipossiche al fondo, ecosistema bentico sofferente 6-8 Scadente Acque molto torbide, persistentemente ipossiche o anossiche al fondo, con morìa di organismi bentici, alterazione delle biocenosi, danni economici per la pesca, il turismo e l’acquicoltura
Gli indicatori biosedimentologici Uno dei principali problemi attuali a livello della fascia marina costiera è legato all’alterazione degli equilibri sedimentari, dovuta sia ai cambiamenti climatici sia agli impatti antropici. Molti litorali sono soggetti ad erosione mentre la piattaforma continentale va sempre più incontro a fenomeni di infangamento generalizzato. Bioindicatori dell’importanza ambientale di questi fenomeni vanno cercati nel benthos, che rappresenta notoriamente la memoria biologica degli ecosistemi marini (Bianchi e Zurlini, 1984). Un sistema di bioindicatori particolarmente efficace per descrivere l’intensità e la portata dei processi di infangamento è stato messo a punto da Salen-Picard (1985), che ha riconosciuto 9 gruppi di specie indicatrici di differenti tipologie e grado di sedimentazione, organica e/o minerale: i cosiddetti ”fondi di decantazione” sono caratterizzati dall’esuberanza quantitativa delle specie appartenenti ai gruppi più tolleranti di questa serie. Utilizzando tali biondicatori, Morri et al. (1992) hanno identificato il diverso impatto sull’ambiente marino dei principali fiumi che sfociano nel tratto di costa tra La Spezia e Livorno (fig. 5).
Fig. 5. Schema delle relazioni di 5 comunità della piattaforma continentale tra Livorno e La Spezia con il regime di sedimentazione dominante. CgDi = comunità a Corbula gibba e Dentalium inaequicostatum ; BgUt = comunità a Brachynotus gemmellari e Upogebia typica ; Ac = comunità ad Amphiura chiajei ; PcPt = comunità a Polydora ciliata e Pomatoceros triqueter ; NnCc = comunità a Nucula nitidosa e Calyptraea chinensis. È indicata la presunta influenza dei principali corsi d'acqua della zona desunta sulla base di diversi gruppi (numeri) di specie indicatrici bio-sedimentologiche secondo Salen-Picard (1985).
Invece, non esiste ancora un sistema di biondicatori legati al problema dell’erosione costiera, se non forse la regressione delle praterie di Posidonia oceanica (Bianchi e Peirano, 1995). Un primo tentativo di individuare indicatori bio-sedimentologici legati al problema dell’erosione dei litorali è stato effettuato nell’ambito degli studi condotti dal Centro Ricerche Ambiente Marino dell’Enea nel Golfo del Tigullio, un’area su cui erano già disponibili informazioni bionomiche preliminari (Morri et al. , 1988). In tale zona, la spiaggia compresa tra Chiavari e Lavagna conosce problemi di erosione marina sin da epoca storica (Omodei, 1912). Le ricerche coordinate dall’Enea hanno individuato dei potenziali indicatori in due organismi cospicui presenti sui fondali antistanti tale spiaggia: Cymodocea nodosa e Sabellaria alveolata (Delbono et al. , 2001). C. nodosa è una fanerogama che si installa frequentemente sui fondi di sabbie fini terrigene a bassa profondità. Nel loro classico manuale di bionomia bentica, Pérès e Picard (1964), affermano che la presenza di prati di questa fanerogama non altera il quadro bioenotico del popolamento di infauna delle sabbie: tuttavia, non è mai stato quantificato il possibile contributo della volta fogliare e dell’intreccio stoloniale e radicale della pianta al trattenimento dei sedimenti superficiali. S.alveolata è un polichete sedentario tubicolo capace di formare grandi ammassi di sabbia agglutinata comunemente assimilati a scogliere organogene. La sua attività biocostruttrice è stata studiata soprattutto sulle coste nord-europee (Naylor e Viles, 2000), mentre le segnalazioni mediterranee non sono state accompagnate da studi di dettaglio. Sarebbe in particolare auspicabile una valutazione di quanto queste biocostruzioni contribuiscono a trattenere il sedimento della spiaggia sommersa e a frenare la dispersione delle sabbie verso il largo.
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