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DIPARTIMENTO DELLE POLITICHE DI MERCATO Direzione Generale per la Pesca e l’Acquacoltura

V Piano triennale della Pesca e dell’Acquicoltura in acque marine e salmastre

RELAZIONE FINALE RICERCHE AMBIENTALI PER LO SVILUPPO DELL’ACQUACOLTURA RESPONSABILE (IMPATTO AMBIENTALE DELLA MARICOLTURA IN

GABBIE GALLEGGIANTI) (D.M. 25/99 del 22.12.1999 – Legge 41/82 –Rif. 5 C 70)

Responsabile scientifico: Dr. Luigi M. Valiante

“Questo studio è stato condotto con il contributo del Ministero per le Politiche Agricole e Forestali, Direzione Generale della Pesca e dell’Acquacoltura, esso non riflette necessariamente il punto di vista dell’Amministrazione e non anticipa in alcun modo le future decisioni gestionali. Il presente volume non è una pubblicazione e pertanto l’utilizzazione di dati in esso contenuti è sottoposta all’autorizzazione scritta dell’Unità Operativa o dell’Amministrazione”

Indice generale

ELENCO DEI COLLABORATORI.........................................................................................................1 ABSTRACT......................................................................................................................................................2 ESTRATTO.......................................................................................................................................................4 SINTESI..............................................................................................................................................................6

Introduzione................................................................................................................... 6 Metodi ............................................................................................................................ 7 Risultati ........................................................................................................................11 Conclusioni ..................................................................................................................18 Bibliografia ..................................................................................................................19

SYNTHESIS..................................................................................................................................................21 Introduction..................................................................................................................21 Methods .......................................................................................................................21 Results..........................................................................................................................22 Conclusion ...................................................................................................................23

1. Introduzione.....................................................................................................................................24 1.1. Inquadramento generale del problema ..........................................................24 1.2. Intendimenti e breve riassunto del progettoErrore. Il segnalibro non è definito. 1.3. Modifiche apportate al progetto...........Errore. Il segnalibro non è definito.

2. Analisi critica della letteratura scientifica sull’argomento.....................................................28 2.1. Le sorgenti di impatto sull'ambiente marino.................................................29 2.2. Inquinamento chimico....................................................................................33 2.3. Effetti della maricoltura sull'ambiente marino..............................................35

3. Materiali e metodi ..........................................................................................................................42 3.1. Descrizione degli impianti di maricoltura.....................................................42 3.2. Piano di campionamento................................................................................46 3.3. Metodi di prelievo ..........................................................................................48 3.4. Analisi di laboratorio......................................................................................50 3.5. Tecniche di analisi dei dati.............................................................................51

4. Risultati.............................................................................................................................................59 4.1. Macrozoobenthos ...........................................................................................59 4.2. Sedimenti: granulometria e contenuto in sostanza organica. .......................72

4. 3. Analisi dei dati faunistici e sedimentologici........................................................................79 5. Discussione e conclusioni.............................................................................................................98 6. Raccomandazioni ed elementi gestionali................................................................................100 7. Raccomandazioni sui sistemi di divulgazione.......................................................................101 8. Bibliografia....................................................................................................................................102

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ELENCO DEI COLLABORATORI

Dr. Luigi M. Valiante - Biologo Dr. Enrico Casola - Biologo Dr. Pasquale Lanera – Biologo Dr. Daniele Vinci – Biologo Dr: Francesco Bertolino - Biologo

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ABSTRACT

Aquaculture is performed into two basic components of the aquatic ecosystems: water and fish populations. So it affects directly these two components, but also affects other communities near the fish farming plants, especially the benthic one. Almost all the studies on this theme have been made on Salmonids fed with industrial feedstuff (Gowen & Bradbury, 1987). This research program, named “Environmental Impact of Sea Farming in Floating Cages” is a part of the co-ordinated program “Environmental Research for the Development of a Responsible Aquaculture”; it aims to assess the impact of fish farming on the marine ecosystem in different situations. Two plants were chosen, an in shore plant placed in a protected area, and an off shore one placed in an exposed sea area. The former is located into the outer port of Licata (southern Sicily), the latter off the beach near Trappeto (Gulf of Castellammare, north-western Sicily), 1,400 to 2,000 m far from the coast; it’s exposed to the northern winds. Sampling was performed in November 2002 in the Licata site, and in November 2003 in the Trappeto one. 25,307 individuals belonging to 282 taxa were found into the collected samples; 64% were taken in the Licata stations, but the number of taxa was greater in the Trappeto (201) than in the Licata (173) sampling site. In both areas the class Polychaeta is the most important group. Anisopoda in Licata and Molluscs in Trappeto follow in quantitative terms. The most dominant species are Capitella capitata in Licata and Phylo ligustica in Trappeto, both Polychaetes. C. capitata is an indicator species for polluted soft bottoms. The dominance was found more concentrated in the Licata site. Total abundance, species richness, and species diversity show clear differences between the group of stations close to the floating cages and the remaining ones in the Licata site. On the other hand, no significant difference was found among the Trappeto stations. Differences also rise up from the trophic analysis. Lime-feeders are the dominant group in Licata, whereas Detritus-feeders play the same role in Trappeto; this is probably connected with the sediment texture and the organic carbon content. In fact, the former is coarser in the Trappeto stations, and, if the stations nearest to the cages are taken into account, the organic carbon is much more abundant in the Licata ones. A statistical analysis was performed by the most advanced techniques available in numerical ecology (Legendre & Legendre, 1998); one of them, the Principal Component Analysis, shows that in Licata the stations close to the cages tend to arrange in the same sector in association with the variable vectors for the thinnest particles and the organic matter. In the Trappeto site the same analysis shows slight differences, not dependent on the distance from the cages. The results show that the stress caused by the farming plants to the benthic community is almost totally restricted to the area below the cages; only in

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that of Licata this stress clearly showed itself with an alteration of the community structure. From the above it is possible to state that in open sites with high water movement the impact of fish farming by floating cages is negligible at all. On the contrary, notable changes of the macrobenthic community linked to the accumulation of organic matter can occur in sites relatively protected or not refreshed enough. Literature cited Gowen, R. J. & Bradbury, N. B. (1987). The ecological impact of salmonid

farming in coastal waters: a review. Oceanogr. Mar. Biol. Annu. Rev. 25, 563 – 575.

Legendre P. & Legendre L., 1998. Numerical ecology. 2nd English edition. Elsevier Science BV, Amsterdam. xv + 853 pp.

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ESTRATTO

L’acquacoltura coinvolge direttamente due componenti fondamentali degli ecosistemi acquatici, l’acqua e le popolazioni ittiche, e indirettamente, ma in modo sensibile, le comunità bentoniche limitrofe agli impianti. Quasi tutti gli studi fatti su questo argomento trattano di allevamenti di salmonidi nutriti con mangime industriale (Gowern e Bradbury, 1987); questa ricerca, “Impatto Ambientale della Maricoltura in Gabbie Galleggianti”, parte del programma di ricerca coordinato “Ricerche Ambientali per lo Sviluppo di un’Acquacoltura Responsabile”, ha lo scopo di valutare l’impatto degli allevamenti di pesci sull’ecosistema marino in situazioni diverse. Sono stati scelti due impianti, uno in-shore, situato in un’area riparata (l’avamporto di Licata, Sicilia meridionale), l’altro off-shore, tra 1400 e 2000 m al largo della spiaggia di Trappeto (Golfo di Castellammare, Sicilia nord-occidentale), esposto ai venti del quarto quadrante. In entrambe le aree il campionamento è stato effettuato nel mese di novembre, nel 2002 a Licata e nel 2003 a Trappeto. Sono stati raccolti e classificati 25307 individui, in misura maggiore (64%) nel sito di Licata, dove, peraltro, il numero di taxa (173) è risultato inferiore a quello del sito di Trappeto (201). Complessivamente sono stati identificati 282 taxa. In entrambe le aree i Policheti costituiscono il gruppo tassonomico numericamente più importante, seguito dagli Anisopodi a Licata e dai Molluschi a Trappeto. Le specie dominanti, entrambi policheti, sono Capitella capitata nel sito di Licata, e Phylo ligustica in quello di Trappeto. La prima è una specie indicatrice di inquinamento organico. La concentrazione della dominanza è risultata più marcata nel sito di Licata, dove i parametri strutturali (abbondanza totale, ricchezza specifica, diversità) mostrano chiare differenze tra il gruppo di stazioni vicine alle gabbie e le altre. Tra le stazioni di Trappeto non sono emerse differenze significative. Anche dall’analisi trofica emergono differenze: a Licata dominano i Limivori, a Trappeto i Detritivori. Ciò è verosimilmente connesso alla tessitura del sedimento e al contenuto di carbonio organico; in effetti, il sedimento raccolto a Trappeto è più grossolano, e, di quello raccolto sotto le gabbie, il sedimento di Licata è molto più ricco di carbonio organico. Usando le tecniche più avanzate disponibili in ecologia numerica (Legendre e Legendre, 1998) è stata effettuata un’analisi statistico-matematica dei dati. A questo proposito l’Analisi delle Componenti Principali mostra che a Licata le stazioni più vicine alle gabbie tendono a disporsi nello stesso settore, in associazione con i vettori variabile per i sedimenti più fini e la sostanza organica, mentre a Trappeto le differenze tra le stazioni (comunque lievi) sono indipendenti dalla loro distanza dalle gabbie. I risultati mostrano che lo stress provocato alla comunità bentonica dagli impianti di maricoltura è quasi del tutto circoscritto al settore sottostante alle gabbie; peraltro, solo a Licata tale stress si traduce in un’alterazione della struttura della comunità. In conclusione, si può affermare che in un sito esposto con elevato idrodinamismo l’impatto della maricoltura in gabbie galleggianti è del tutto trascurabile; d’altro canto, in siti relativamente protetti o non sufficientemente

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vivificati possono verificarsi alterazioni della comunità bentonica a seguito dell’accumulo di sostanza organica.

Bibliografia Gowen, R. J. & Bradbury, N. B. (1987). The ecological impact of salmonid

farming in coastal waters: a review. Oceanogr. Mar. Biol. Annu. Rev. 25, 563 – 575.


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RICERCHE AMBIENTALI PER LO SVILUPPO DELL’ACQUACOLTURA RESPONSABILE

(IMPATTO AMBIENTALE DELLA MARICOLTURA IN GABBIE GALLEGGIANTI) (5 C 70)

Responsabile scientifico: Dr Luigi M. Valiante

[email protected]

SINTESI

Parole Chiave: acquacoltura, impatto ambientale, benthos.

Introduzione

L’acquacoltura ha implicazioni ambientali molto rilevanti. Essa, infatti, opera su due componenti fondamentali degli ecosistemi acquatici: quali l’acqua stessa e le popolazioni ittiche. La prima subisce un’inevitabile alterazione qualitativa in presenza di attività di acquacoltura, mentre gli organismi dell’ittiofauna sono esposti, sempre nell’ambito di queste attività, a manipolazioni che interferiscono direttamente e indirettamente sui loro comportamenti e sulla struttura genetica delle popolazioni. E’ evidente che tutto ciò può avere ripercussioni sulle dinamiche degli ecosistemi. Il programma coordinato dal titolo generale “Ricerche ambientali per lo sviluppo dell’acquacoltura responsabile”, di cui fa parte il presente programma di ricerca, si è proposto di collegare fra loro un insieme di unità operative che hanno selezionato tematiche coerenti con le problematiche già enunciate per obiettivi generali e per metodologie applicate. In generale, l'impatto ambientale di un impianto di maricoltura dipende strettamente dalla specie in allevamento, dal metodo di allevamento, dalle caratteristiche idrografiche del sito di allevamento e dal tipo di alimento somministrato (Wu, 1995). Da un punto di vista pratico, tuttavia, soltanto una piccola minoranza degli studi (es. Wu et al., 1994; Karakassis et al., 2000; La Rosa et al., 2002) ha interessato ambienti di allevamento diversi da quelli abitualmente studiati, in cui dominano i casi di Salmonidi allevati su mangimi industriali (Gowen e Bradbury, 1987). In ogni caso, comunque, sembra chiaro che l'impatto riguarda soprattutto il comparto bentonico e solo in subordine la colonna d'acqua. Tra le fonti di impatto delle attività di maricoltura domina l’immissione nell’ambiente circostante di sostanza organica; tuttavia, non è da sottovalutare il rilascio di numerose sostanze chimiche. Per quanto riguarda la molluschicoltura il rilascio di feci rappresenta evidentemente l'unica fonte di restituzione di sostanza organica all'ambiente circostante, poichè non viene somministrato alimento. Proprio per questo motivo, le attività di molluschicoltura possono effettivamente sottrarre sostanza

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organica all'ecosistema, poichè una frazione che varia fra il 35% ed il 40% della sostanza organica ingerita viene utilizzata per l'accrescimento dei molluschi e quindi, in ultima analisi, rimossa al momento della raccolta dei molluschi (Pillay, 1992). L'effetto della molluschicoltura, dunque, non è l'immissione nell'ecosistema di sostanza organica alloctona, ma piuttosto la concentrazione nei fondali delle aree di allevamento di quella già presente in esso (Deslous-Paoli, 1998). La rimineralizzazione, inoltre, avviene prevalentemente nello strato superficiale del sedimento, in condizioni aerobiche, e quindi può essere fortemente rallentata dalle condizioni anaerobiche che si determinano nelle aree di deposizione più intensa della sostanza organica, come ad esempio sotto le gabbie, in cui può anche venire a mancare l'azione meccanica di bioturbazione prodotta dall'epifauna (Rublee, 1982; Huettel, 1990). E’ interessante rilevare come il rapporto fra azoto e fosforo totali che caratterizza la maricoltura intensiva in gabbie sia in molti casi assai simile a quello tipico dei reflui urbani. La somministrazione degli antibiotici avviene secondo varie modalità, ma la più utilizzata è quella basata sull'integrazione dei mangimi (Smith, 1991). Di conseguenza, gli antibiotici vengono immessi nell'ecosistema attraverso le stesse vie di accumulo della sostanza organica, con il risultato che almeno il 75% della quantità complessiva di antibiotici utilizzati in maricoltura viene dispersa direttamente o indirettamente nell'ambiente. Infine, in questo campo come in altri l'uso degli antibiotici può determinare l'insorgere di ceppi batterici resistenti e, per soprammercato, patogeni per l'uomo (Spika et al., 1987; Endtz et al., 1990). La Società Americana di Microbiologia (1995) ha sottolineato come l'uso degli antibiotici in acquacoltura sia uno dei principali fattori che determinano l'insorgere di forme resistenti. Inoltre, l'uso di antibiotici in acquacoltura è aumentato di un ordine di grandezza solo nel corso degli anni '80. Gli effetti delle attività di maricoltura sull'ambiente circostante sono molteplici, ma, tra i fenomeni biologici, che sono in un modo o nell'altro legati all'azione delle fonti di impatto di cui si è discusso, i due più importanti e facilmente osservabili sono certamente l'alterazione delle comunità bentoniche e la riduzione della concentrazione di ossigeno disciolto nella colonna d'acqua. Le alterazioni nella struttura delle comunità sembrano essere rilevabili prevalentemente su piccola scala (Gowen e Bradbury, 1987).

Metodi

E’ stata effettuata l’analisi della componente bentonica dell'ecosistema, con analisi della macrofauna e della granulometria dei sedimenti in due siti presentanti caratteristiche ambientali e tecnologie di allevamento affatto differenti. Il primo sito, collocato all'interno dell'avamporto di Licata (AG), accoglie un impianto di gabbie galleggianti in-shore e, per la sua peculiare collocazione, consente di osservare gli effetti delle attività di maricoltura sull'ambiente circostante all'interno di un'area confinata, perciò in condizioni tali da amplificare i gradienti legati alle eventuali perturbazioni ambientali.

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Il secondo sito, collocato nel golfo di Castellammare (PA), accoglie un impianto di allevamento di specie ittiche in gabbie galleggianti off-shore nel tratto di mare prospiciente la costa occidentale del comune di Trappeto (PA). L’impianto di Licata, in cui vengono prodotte spigole, saraghi, dentici, pagri e orate, è localizzato in un sito che si estende per un’area di circa 21.000 m2 (fig. 1). Le strutture di allevamento sono costituite da 24 atolli galleggianti rettangolari di 7 per 14 m, su cui si fissano reti in nylon alte 7 metri. La maglia è di diverso calibro e larghezza a seconda della pezzatura del pesce da contenere. Complessivamente l’impianto dispone, per l’allevamento, di circa 16.500 m3. L’impianto di maricoltura di Trappeto, ubicato ad una distanza dalla costa compresa tra 1400 e 2000 metri e ad una profondità tra 26 e 39 metri (fig. 2), è costituito da 3 gabbie Farmocean 4500 e da un modulo a sei gabbie galleggianti Farmocean Mark II, quest’ultimo utilizzato per il preingrasso di giovani inferiori a 15 g.

Diga di Levante

Antemura

Impianto gabbie

1

2

3

4

5 12

13

6

7

8

9

10

1419

22

20

23

24

25

26

27

30

31

32

3328

2921

15

16

17

18

10 m

5 m

0 300metri

Fig. 1.

9

11

109

12

14

1516

13

12

34

6

7

8

5

21

32

2324

1718

1920 31

2728

25 26

2930

36

35

34

33

37

38

39

40 0 500metri

38° 05’ N

13°

02’ E

13°

02’

38° 05’ N

13°

01’ E

25 m

30 m

35 m

Gabbie di allevamento

Stazioni di campionamento

Fig. 2.

I piani di campionamento sono stati redatti dopo un’attenta analisi della letteratura scientifica pertinente e di quella tecnica disponibile, e dopo un survey preliminare dei due siti di indagine. Nel sito di Licata sono state individuate 32 stazioni di campionamento, alcune disposte vicino alle gabbie di allevamento, altre a distanza crescente dall’impianto (fig. 2.2.1). Le attività di campionamento si sono svolte il 28 e il 29 novembre 2002. Il piano di campionamento elaborato per il sito di Trappeto, data la diversa tipologia dell’impianto, si differenzia sensibilmente da quello di Licata. Nell’intorno di ciascuna struttura di allevamento sono state collocate 8 stazioni di campionamento, di cui quattro in prossimità dei vertici delle piattaforme e quattro ad una distanza di circa 100 metri dagli stessi vertici, per un totale di 32 punti di prelievo (fig. 2.2.2.). Sono state, inoltre, posizionate quattro stazioni a circa 300 metri dalle gabbie poste più ad est ed altri quattro punti di prelievo a circa 1000 metri di distanza dalle gabbie situate più ad ovest da utilizzare come stazioni di controllo, allo scopo di valutare l’intensità dell’impatto delle attività di maricoltura sulla comunità bentonica e, di conseguenza, sull’ambiente marino circostante. Le attività di campionamento sono state effettuate nei giorni 4 e 5 novembre 2003.

Metodi di prelievo

Sono stati prelevati due campioni di sedimento per ciascuna stazione, da destinare all’analisi della componente macrobentonica e all’analisi

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sedimentologica, quest’ultima in termini sia granulometrici, sia di contenuto in sostanza organica. Per i campionamenti ci si è avvalsi di una benna Van Veen con un’una apertura di 0.1 m2 e volume pari a circa 17 litri. Il contenuto di ogni bennata, durante e dopo il lavaggio sulla tramoggia, è stato vagliato con un setaccio con maglia di 1 mm in modo da separare dal sedimento gli organismi macrobentonici; questi sono stati conservati in un liquido fissativo composto da una miscela d’acqua di mare e formaldeide al 4%, colorata con rosa Bengala per evidenziare gli organismi vitali. I campioni di sedimento destinati all’analisi del carbonio organico sono stati immediatamente raffreddati a –20 °C.

Analisi di laboratorio

Per razionalizzare il lavoro di identificazione, il macrobenthos raccolto è stato suddiviso nei seguenti gruppi tassonomici:

• Molluschi • Anellidi Policheti • Crostacei Anfipodi • Crostacei Anisopodi • Crostacei Isopodi • Crostacei Decapodi • Echinodermi.

Ogni gruppo è stato conservato in alcol etilico a 70° e affidato a uno specialista per l’analisi tassonomica. Per lo smistamento e l'identificazione si è fatto uso di stereomicroscopio da dissezione a luce incidente e trasmessa e di microscopio a contrasto di fase. E’ stato rilevato il peso umido di tutti i taxa raccolti in ogni stazione, con un grado di precisione del decimillesimo di grammo; nelle stazioni la biomassa è stata espressa in g m-2.

Analisi dei dati

I dati raccolti sono stati sottoposti ad analisi descrittiva e ad analisi statistico-matematica; le tecniche adottate nella seconda sono fra le più avanzate nel campo dell’Ecologia Numerica (Legendre e Legendre, 1998):

• Analisi delle Componenti Principali • Analisi delle Coordinate Principali (Gower, 1966) • Clustering gerarchico (algoritmo UPGMA) • Test di Mantel (Mantel, 1967) • ANOSIM (ANalysis Of SIMilarities) (Clarke, 1993) • Indicator Species Analysis (Dufrene & Legendre, 1997).

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Risultati

Nelle due aree d’indagine sono stati raccolti e classificati complessivamente 25307 organismi del macrobenthos, rappresentativi di 282 taxa. Nei 33 campioni prelevati nell’area di Licata sono stati rinvenuti 16254 individui, ripartiti in 173 taxa; I 40 campioni di macrobenthos raccolti nell’area di Trappeto hanno fornito 9053 individui appartenenti a 201 taxa. In entrambe le aree i Policheti costituiscono il syntaxon maggiormente rappresentato sia nel numero di individui sia nel numero di specie; il secondo gruppo maggiormente rappresentato è differente nelle due aree: gli Anisopodi in quella di Licata, i Molluschi in quella di Trappeto. L’analisi della dominanza è stata effettuata scegliendo, per ciascuna areae, un pool composto dalle 7 specie più importanti numericamente; a questo appartiene il 70% degli esemplari raccolti a Licata e il 47% di quelli rinvenuti nei campioni di Trappeto (figg. 3 e 4); la ripartizione della dominanza differisce nelle due aree anche e soprattutto nella composizione specifica: solo due specie (i policheti Lumbrineris latreillii e Laonice cirrata) compaiono in entrambi i pool.

C. capitata

A. acutifrons

L. latreillii

L. cirrata

Chaetozone sp. 1

M. fuliginosus

P. ligustica

altri taxa

Fig. 3. Area di Licata. Ripartizione della dominanza.

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P. ligustica

C. capitata

P. aperta

L. cirrataC. tentaculata

M. fuliginosus

altri taxa

Fig. 4. Area di Trappeto. Ripartizione della dominanza.

Appare evidente una maggiore concentrazione della dominanza nell’area di Licata. Oltre alla dominanza, per l’analisi descrittiva della comunità bentonica di fondo mobile sono stati presi in considerazione tre parametri strutturali: l’abbondanza totale, la ricchezza specifica e la diversità di specie. Nell’area di Licata la differenza tra le stazioni vicine alle gabbie e le altre appare chiaramente dall’esame della diversità di specie (fig. 5): se si eccettua la stazione 3, la diversità oscilla intorno a valori molto bassi nelle stazioni del primo gruppo, per attestarsi intorno a 4 in quasi tutte quelle del secondo, con una differenza di quasi cinque unità tra il minimo e il massimo, registrati, rispettivamente, nella stazione 7 e nella stazione 22.

0

1

2

3

4

5

6

1 3 5 7 9 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32

stazioni

H'

Fig. 5.

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Per quanto riguarda l’area di Trappeto (fig. 6) l’andamento della diversità di specie evidenzia una rimarchevole omogeneità, specialmente se paragonato a quello di Licata: i valori di tutte le stazioni oscillano tra 4 e 5, con uno scarto tra il minimo (stazione 19) e il massimo (stazione 21) di poco superiore all’unità.

0

1

2

3

4

5

6

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 24 26 28 30 32 34 36 38 40

stazioni

H'

Fig. 6.

La struttura trofica della comunità appare alquanto diversa nelle due aree d’indagine: la biomassa raccolta a Licata è costituita soprattutto da limivori e detritivori obbligati, laddove nelle stazioni di Trappeto i limivori hanno un ruolo trascurabile e i detritivori non obbligati rappresentano il 52.2% della biomassa (figg. 7 e 8).

0 20 40 60 80 100 120

Limivori

Detritivori obbligati

Carnivori

Detritivori non obbligati

altri gruppi trof ici

g

Fig. 7. Area di Licata. Struttura trofica del macrobenthos.

14

0 20 40 60 80 100 120 140



Carnivori

Onnivori


g

Fig. 8. Area di Trappeto. Struttura trofica del macrobenthos.

E’ verosimile che le differenze nella struttura trofica siano collegate con quelle relative alla tessitura e al carico organico del sedimento. Confrontando i due siti studiati, infatti, emerge che le concentrazioni di sostanza organica in prossimità delle gabbie sono in media più alte di un fattore compreso tra 3 e 4 nel sito di Licata rispetto a quelle misurate nel sito di Trappeto. Tale differenza, anche se leggermente meno pronunciata, si osserva anche nel paragone tra le stazioni di controllo dei due siti. Il fondale dell’area di Licata, con l’esclusione della zona più interna rappresentata dalle stazioni poste sul lato Nord-Ovest della griglia di campionamento, è caratterizzato da un sedimento prevalentemente fangoso: le peliti costituiscono oltre il 90% del sedimento (Tab. 1).

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TABELLA 1. Licata. Dati riassuntivi sulla struttura del sedimento e sul contenuto in sostanza organica.

st distanza mediana peliti TOC S.O. st distanza mediana peliti TOC S.O.ID m dalle gabbie mm % g kg-1 g kg-1 ID m dalle gabbie mm % g kg-1 g kg-1

1 0 0.048 80 24.98 43.06 18 25 0.045 92 9.56 16.492 0 0.045 95 24.00 41.38 19 75 0.050 73 8.97 15.473 0 0.045 96 11.06 19.08 20 75 0.045 97 10.01 17.264 0 0.045 95 18.38 31.68 21 75 0.047 84 9.12 15.725 0 0.045 95 14.59 25.16 22 125 0.059 54 6.14 10.596 0 0.150 20 4.48 7.72 23 125 0.047 86 8.17 14.087 0 0.045 93 10.43 17.99 24 125 0.045 97 10.25 17.678 0 0.045 97 13.41 23.12 25 125 0.047 86 10.39 17.909 0 0.045 93 11.90 20.52 26 200 0.094 17 8.48 14.61

10 0 0.045 93 12.81 22.09 27 200 0.045 94 8.73 15.0512 25 0.046 92 49.69 85.66 28 200 0.045 94 8.26 14.2413 75 0.046 89 15.64 26.96 29 200 0.048 81 11.34 19.5614 25 0.109 16 3.92 6.76 30 300 0.099 11 1.99 3.4315 25 0.045 97 12.71 21.91 31 300 0.045 94 7.91 13.6416 25 0.045 97 11.61 20.02 32 300 0.044 98 8.70 14.9917 25 0.045 95 10.43 17.99 33 300 0.047 85 8.65 14.92

In questa zona la mediana ha fluttuazioni minime tra le stazioni (tra 0,045 e 0,050 mm). Il sedimento ha una spiccata omogeneità tessiturale e un buon grado di classazione, dimostrati anche dai bassi valori di deviazione standard. Il substrato più grossolano del sito di Trappeto (tab. 2) e il più elevato idrodinamismo presente in quest’area favoriscono il mantenimento di condizioni di aerobiosi del sedimento che permettono un più rapido ed efficace processo di decomposizione della sostanza organica sedimentata.

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TABELLA 2. Trappeto. Dati riassuntivi sulla struttura del sedimento e sul contenuto in sostanza organica.

st distanza mediana peliti TOC S.O. st distanza mediana peliti TOC S.O.

ID m dalle gabbie mm % g kg-1 g kg-1ID m dalle gabbie mm % g kg-1 g kg-1

1 0 0.059 55 6.75 11.63 21 100 0.071 40 3.42 5.892 0 0.069 43 5.51 9.50 23 100 0.087 16 2.90 5.003 0 0.056 59 6.88 11.86 24 100 0.096 0 3.83 6.604 0 0.056 60 5.93 10.23 25 0 0.080 25 4.91 8.465 100 0.052 69 6.13 10.58 26 100 0.079 26 3.72 6.416 100 0.070 41 5.08 8.76 27 0 0.083 18 2.44 4.217 100 0.058 55 4.65 8.01 28 100 0.079 28 4.25 7.338 100 0.055 62 6.50 11.21 29 100 0.072 38 4.63 7.989 0 0.077 35 5.26 9.07 30 100 0.082 19 2.49 4.29

10 0 0.076 34 5.34 9.21 31 100 0.086 15 2.25 3.8811 0 0.079 32 5.52 9.52 32 100 0.084 20 3.63 6.2712 0 0.073 37 4.73 8.16 33 300 0.073 36 4.40 7.5813 100 0.056 60 6.28 10.83 34 300 0.077 30 4.59 7.9114 100 0.069 42 5.25 9.06 35 300 0.079 25 2.67 4.6015 100 0.080 31 4.06 7.00 36 300 0.080 24 1.80 3.1016 100 0.060 53 6.43 11.09 37 1000 0.069 44 5.83 10.0517 0 0.082 25 4.77 8.22 38 1000 0.095 18 3.37 5.8018 0 0.079 30 4.25 7.34 39 1000 0.099 11 1.89 3.2519 0 0.091 14 3.02 5.20 40 1000 0.104 7 3.06 5.2820 0 0.080 29 4.50 7.76

Il sedimento nell’area di Trappeto mostra in generale un buon indice di classazione ed è caratterizzato da una bassa eterogeneità tessiturale. In termini di struttura granulometrica e di concentrazione di sostanza organica, a Licata la struttura del sedimento superficiale e la concentrazione in quest’ultimo della sostanza organica mostrano differenze fra le stazioni campionate non indipendenti dal posizionamento delle stazioni rispetto alle gabbie. Un’Analisi delle Componenti Principali effettuata sulla matrice di correlazione basata sulle percentuali di sedimento appartenenti alle classi granulometriche da φ = -2 a φ = 4 e sulla concentrazione della sostanza organica nel sedimento non mostra discontinuità nette fra i punti-stazione, ma evidenzia una tendenza dei punti-stazione adiacenti alle gabbie a disporsi nel quarto quadrante, con l’eccezione dei punti 1 e 6, con quest’ultimo in posizione estrema nel primo quadrante (fig. 9). Il gruppo dei punti-stazione adiacenti alle gabbie è associato ai vettori-variabile per le peliti e la sostanza organica (SO).

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Fig. 9.

Nel sito di Trappeto le differenze fra le stazioni campionate appaiono non estreme e comunque indipendenti dalla distanza dalle gabbie di ingrasso. Infatti, un’Analisi delle Componenti Principali effettuata su una matrice di correlazione basata sulle percentuali di sedimento appartenenti alle classi granulometriche da φ = -2 a φ = 4 e sulla concentrazione della sostanza organica nel sedimento non mostra discontinuità significative nell’insieme dei punti-stazione (fig. 10).

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Fig. 10.

L’elemento in comune tra i due siti è che il disturbo arrecato dalla presenza dell’impianto di gabbie galleggianti è pressoché circoscritto all’area di fondo immediatamente sottostante alle gabbie; difatti, l'estensione dell'area in cui sono percepibili alterazioni della struttura e della geochimica del sedimento è nell’ordine di grandezza delle poche decine di metri.

Conclusioni

I risultati ottenuti sono riferiti a due siti molto diversi fra loro e traducono con efficacia le differenze che sono state riscontrate fra di essi. Infatti, nel sito di Trappeto, molto più aperto e quindi sottoposto ad un idrodinamismo più elevato, non si sono osservate variazioni significative della struttura della comunità bentonica che possano essere associate alla presenza di gabbie galleggianti, mentre in quello di Licata, fortemente confinato, l’effetto della presenza delle gabbie si è manifestato con chiarezza in termini di alterazione della struttura della comunità macrozoobentonica, sia pure in maniera limitata alla sola area sottostante alle gabbie La convergenza dei risultati di un approccio tradizionale, basato sull’analisi statistica dei dati, e del calcolo di un indice biotico sembra di particolare interesse e comunque consente di formulare una diagnosi ambientale assolutamente certa.

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In conclusione, dunque, si può affermare che l’impatto delle attività di maricoltura in gabbie galleggianti, prendendo in considerazione la condizione paradigmatica di Trappeto, sia del tutto trascurabile nel caso di siti aperti ad elevato idrodinamismo. Nel caso di siti relativamente confinati o comunque non sufficientemente vivificati, invece, si possono verificare alterazioni sensibili della comunità macrozoobentonica legate all’accumulo di sostanza organica.

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SYNTHESIS

Key words: Aquaculture, environmental impact, Benthos.

Introduction

Aquaculture is a human activity performed into two basic components of the aquatic ecosystems: water and fish populations. Therefore it affects directly these two components, but also affects other communities near the fish farming plants. One of these is, with no doubts, the benthic community, mainly the one near the site of the farm. Generally the environmental impact of a fish farming plant depends on four factors: the species fed, the farming method, the hydrographical characteristics of the farming site, and the kind of food used. Almost all the studies on this theme have been made on Salmonids fed with industrial feedstuff. This research program is a part of the co-ordinated program named “Environmental research for the development of a responsible aquaculture”; it aims to assess the impact of fish farming on the marine ecosystem in different situations. So two plants were chosen, an in-shore plant placed in a protected area, and an off-shore one placed in an exposed sea area. The former is located into the outer port of Licata (southern Sicily); thanks to this it is possible to investigate the environmental changes due to the fish farming activity in a situation of low water movement and very small sediment transport. The latter plant is placed off the beach near Trappeto (Gulf of Castellammare, north-western Sicily), exposed to the northern and north-western winds. The Licata plant takes up an area 21,000 square meters wide; its farming cages are made by 24 floating atolls, each 7 meters wide and 14 meters long, to which nylon nets 7 meters deep are secured. The Trappeto plant is located from 1,400 to 2,000 m away from the coast, where the depth ranges from 26 to 39 m. It is made of three floating cages, each with 4,500 m3 volume and one six-cages module; this latter is used for growing up the juveniles.

Methods

Sampling was performed by means of a van Veen grab with a spread of 0.1 m2, which can collect 17 litres of sediment at a time; samples were drawn in 72 stations distributed in the two areas – 32 in Licata, 40 in the Trappeto one - in November 2002 and in November 2003, respectively. In each station two samples were taken, one for the benthos, the other for the sediment and organic carbon analysis.

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In order to optimize the taxonomic work, in the laboratory the organisms were divided into seven groups:

• phylum Mollusca

• class Polychaeta

• order Decapoda

• order Isopoda

• order Anisopoda

• order Amphipoda

• phylum Echinodermata.

Each group was analyzed by a specialist taxonomist. Data were processed in both descriptive and statistical analyses; these latter were made by the most advanced techniques available in numerical ecology:

• Principal Component Analysis

• Principal Co-ordinates Analysis

• Hierarchical Clustering

• Mantel Test

• Analysis of Similarities

• Indicator Species Analysis

Results

25,307 individuals belonging to 282 taxa were found into the collected samples; 16,254 (64%) were taken in the Licata stations. As for the number of taxa, it was greater in the Trappeto (201) than in the Licata (173) sampling site. Almost all the examined animals belong to the seven taxonomic groups above mentioned. In the two areas Polychaetes are the most important group from both the quantitative and the qualitative point of view. Anisopoda in Licata and Molluscs in Trappeto follow in quantitative terms. The most dominant species are Capitella capitata in Licata, Phylo ligustica in Trappeto; both are Polychaetes. It is noteworthy that C. capitata is an indicator species for polluted soft bottoms. The dominance is more concentrated in the Licata site; in fact, 70% of the specimens collected in Licata and 47% of those from Trappeto belong to the pool composed by the seven most dominant species of each site.

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As far as the structural parameters of the community are concerned, the analysis of total abundance, species richness, and, particularly, species diversity show clear differences between the group of stations close to the floating cages and the remaining ones in the Licata site. On the other hand, no significant difference was found among the Trappeto stations. In both the studied communities the energy mostly flows through the organisms which feed upon the organic matter available on or into the sediment. However, as far as the feeding guilds are concerned, differences rise up from the trophic analysis. Lime-feeders are the dominant group in Licata, whereas Detritus-feeders play the same role in Trappeto. These differences are probably connected with those in sediment texture and organic carbon content. In fact, the former is coarser in the Trappeto stations, and, if the stations nearest to the cages are taken into account, the organic carbon is much more abundant in the Licata ones. A Principal Component Analysis made on the correlation matrix based upon the particle size and the concentration of organic matter into the sediment shows that in Licata the stations close to the cages tend to arrange in the same sector in association with the variable vectors for the thinnest particles and the organic matter. In the Trappeto site the same analysis shows not very important differences, and, however, not dependent on the distance from the cages. Common to the two sites is the fact that the stress caused by the farming plants to the benthic community is almost totally restricted in the area below the cages; only in that of Licata this stress clearly showed itself with an alteration of the community structure.

Conclusion

The results are consistent with the differences between the two studied sites. In fact, significant variations of the benthic community structure connectable with the presence of the cages have not been found in the site of Trappeto, which is much more exposed and therefore under a higher water movement. On the other hand, in the very much protected site of Licata the effect of the presence of the fish farming cages clearly showed itself in terms of changes in the benthic community structure, although only under the cages. From the above it is possible to state that in open sites with high water movement the impact of fish farming by floating cages is negligible at all. On the contrary, notable changes of the macrobenthic community linked to the accumulation of organic matter can occur in sites relatively protected or not refreshed enough.

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1. Introduzione

1.1. Inquadramento generale del problema

Lo sviluppo dell’acquacoltura in Italia, e più in generale nei Paesi industrializzati, ha evidenziato, nel processo di maturazione settoriale, una serie di problematiche nuove per lo più generate dall’esigenza di identificare modelli di sviluppo sostenibile delle produzioni. Ciò investe simultaneamente due scenari generalmente separati: da un lato lo sviluppo economico attraverso le attività delle imprese, dall’altro la tutela delle risorse ambientali, anche per quelle componenti non ritenute di diretto interesse economico. L’acquacoltura ha implicazioni ambientali molto rilevanti. Essa, infatti, opera su due componenti fondamentali ed altamente sensibili degli ecosistemi acquatici quali l’acqua stessa e le popolazioni ittiche. La prima subisce un’inevitabile alterazione della sua qualità in presenza di attività di acquacoltura, mentre gli organismi che appartengono alle seconde sono esposti, sempre nell’ambito di queste attività, a manipolazioni che interferiscono direttamente ed indirettamente sui loro comportamenti e sulla struttura genetica delle popolazioni. E’ evidente che tutto ciò può avere ripercussioni più o meno rilevanti sulle dinamiche degli ecosistemi, i quali rappresentano dei beni collettivi. Le implicazioni di ciò, soprattutto in termini di potenziali impatti negativi, hanno di fatto mitigato la valenza positiva ed alternativa delle produzioni acquatiche nelle aree geografiche socio-economicamente più sensibili a queste problematiche, ad un punto tale da generare movimenti di opinione contrari ad un’acquacoltura “senza regole”, creando al tempo stesso nuove spinte per una ricerca di modelli ad elevata compatibilità ambientale. Il problema ha di fatto due aspetti, entrambi riconducibili allo stesso sistema. Da un lato, infatti, è necessario per le imprese che i vincoli ambientali si trasformino in opportunità competitive, ad esempio attraverso il risparmio energetico, o il miglioramento della qualità e dell’immagine. Dall’altro è necessario che la pubblica amministrazione e gli organi di controllo dispongano di elementi conoscitivi per giudicare la natura quali-quantitativa degli impatti, al fine di regolare il comportamento degli operatori del settore attraverso un’opportuna normativa ed a difesa dei beni comuni. Il programma coordinato dal titolo generale “Ricerche ambientali per lo sviluppo dell’acquacoltura responsabile”, di cui fa parte il presente programma di ricerca, si è proposto di collegare fra loro un insieme di unità operative che hanno selezionato tematiche coerenti con le problematiche già enunciate per obiettivi generali e per metodologie applicate. In particolare, i progetti riguardano due diversi aspetti delle relazioni fra acquacoltura ed ambiente. Il primo aspetto è relativo all’uso della “risorsa acqua” nel caso di piccole aziende agricole che integrano il reddito con l’acquacoltura, preservando e valorizzando l’acqua stessa, con un effetto di difesa dell’ecosistema dalle attività produttive classiche. Il secondo aspetto riguarda l’impatto delle gabbie in mare. Se è vero che una parte non trascurabile delle prospettive produttive dell’acquacoltura italiana

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dipende dallo sviluppo delle attività in mare aperto, è anche evidente che questo tipo di sfruttamento dell’ambiente marino non è sempre compatibile con la salvaguardia degli ecosistemi costieri. In generale, la logica che sottende l’uso di gabbie è quella di una riduzione dei costi energetici, assumendo che l’idrodinamismo dei siti di allevamento sia tale da garantire condizioni ottimali di diluizione dei soluti e di trasporto del particolato sospeso. E’ evidente, tuttavia, che questa assunzione deve essere accuratamente verificata, non solo in rapporto alle condizioni medie, ma anche e soprattutto in rapporto a scenari più estremi. Tutto ciò ha come obiettivo sia la salvaguardia del bene ambientale collettivo, sia la tutela della produzione ittica espressa dalle stesse attività di maricoltura e dalle attività di pesca che insistono sulla medesima area.

1.2. Intendimenti e breve riassunto del progetto

Il dibattito riguardante la definizione dell'impatto ambientale di impianti di acquacoltura in gabbie si è finora articolato sia intorno agli obiettivi globali conseguibili sia sugli strumenti da utilizzare, comportando una riflessione di carattere ecologico e metodologico. Tale impostazione serve non solo a fotografare il problema nelle sue componenti interne ed a inserirlo in un contesto generalizzabile, ma, anche e soprattutto, a fornire strumenti di interpretazione e previsione capaci di dettare gli elementi per una corretta e realistica strategia di gestione della componente produttiva. A tal fine il presente programma di ricerca tenta di individuare la dinamica ecologica per siti con differenti caratteristiche sia ambientali sia tecnologiche, al fine di individuare gli elementi portanti di una strategia di controllo e gestione della qualità dell'ambiente. Una strategia di tal fatta è destinata non soltanto alla definizione e all'interpretazione del presente, ma anche e soprattutto alla ricerca degli strumenti previsionali necessari ad assicurare la compatibilità degli impianti con il mantenimento della qualità ambientale preesistente. L'obiettivo primario che il presente programma di ricerca si è prefisso è di impostare e attuare una strategia concettuale ed operativa capace di fornire una sistematizzazione ed un ampliamento delle basi conoscitive del problema. Sulla base degli strumenti conoscitivi realizzati l’obiettivo successivo sarà di creare un protocollo di lavoro che permetta di valutare la compatibilità ambientale di un impianto di maricoltura con gabbie, che sia al contempo generalizzabile ed affidabile. Inoltre, come detto, il programma è finalizzato alla realizzazione di strumenti previsionali atti all’identificazione di modelli gestionali ecocompatibili. L’obiettivo di tali strumenti è di permettere una gestione dell’informazione in un contesto di scenari produttivi sulla base delle variabili economiche ed ambientali, al fine di individuare, con una opportuna approssimazione, il grado di sostenibilità delle varie scelte. A tal fine è stato effettuato lo studio della componente bentonica dell'ecosistema, con l’analisi della macrofauna e dei sedimenti.

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1.3. Modifiche apportate al progetto

A causa della mancata realizzazione dell'impianto di maricoltura nel cui intorno si era previsto di effettuare le attività di campo (Isola di Procida, Golfo di Napoli) ed a seguito delle variazioni di progetto delle altre UU. OO. impegnate in questa ricerca, si è reso necessario indirizzare le attività sull’analisi simultanea di due diversi siti nei quali sono presenti impianti di maricoltura, impostando la ricerca sull’analisi della struttura spaziale delle alterazioni indotte dalle attività di maricoltura sulle comunità bentoniche. Per questi motivi, fra le diverse soluzioni possibili, sono stati scelti due siti presentanti caratteristiche ambientali e tecnologie di allevamento estremamente differenti. Il primo sito, collocato all'interno dell'avamporto di Licata (Agrigento), accoglie un impianto di gabbie galleggianti in shore e, per la sua peculiare collocazione, consente di osservare gli effetti delle attività di maricoltura sull'ambiente circostante in un'area confinata. Il secondo sito, collocato nel golfo di Castellammare (Palermo), si trova nello specchio acqueo antistante la costa occidentale del comune di Trappeto (Palermo); esso accoglie un impianto di allevamento di diverse specie ittiche in gabbie galleggianti off shore. Nel caso dell’impianto di Licata, la sua peculiare collocazione ha consentito di osservare gli effetti delle attività di maricoltura sull'ambiente circostante in una condizione tale da amplificare i gradienti legati alle eventuali perturbazioni ambientali. La nuova collocazione dei siti di indagine ha permesso non soltanto di raggiungere tutti gli obiettivi scientifici previsti dal progetto originale, ma anche di analizzare gli effetti su piccola scala delle attività citate. Inoltre, in funzione della variazione del contributo concesso dal MIPAF, è stata necessaria una rimodulazione delle attività, che, senza modificare sostanzialmente il piano operativo, permettesse un adeguamento dello stesso alle risorse disponibili. A seguito delle rimodulazioni avvenute il lavoro è stato suddiviso nelle seguenti fasi:

• Fase I Raccolta, analisi ed organizzazione informazione (6 mesi) • Fase II Campionamenti ed analisi della macrofauna bentonica e della

granulometria dei sedimenti nel primo sito (12 mesi) • Fase III Campionamenti ed analisi della macrofauna bentonica e della

granulometria dei sedimenti nel secondo sito (12 mesi) • Fase IV Analisi dei dati e stesura del rapporto finale (6 mesi)

In particolare, in considerazione della natura dei siti analizzati, si è concentrato lo sforzo di campo sulla componente bentonica dell'ecosistema, con analisi della macrofauna e della granulometria dei sedimenti. Inoltre, le attività di campo previste per la fase I, che avrebbero dovuto precedere la messa in opera dell'impianto originariamente prescelto per lo studio, sono state allocate all'analisi di aree indenni dei siti in cui si è operato effettivamente, quali stazioni di controllo in cui prelevare campioni di sedimenti e macrofauna bentonica in

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occasione dei campionamenti previsti per la fase II. La rimodulazione delle attività non ha pregiudicato la conformità agli obiettivi originali della ricerca e la validità delle conclusioni raggiunte; al contrario, la nuova collocazione delle aree di studio ha privilegiato l'analisi della componente ecologicamente più sensibile.

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2. Analisi critica della letteratura scientifica sull’argomento

La maricoltura è generalmente considerata, specialmente da parte dell’opinione pubblica, come un settore produttivo caratterizzato da tecnologie “pulite” e da un ridotto impatto ambientale. La realtà, tuttavia, può essere alquanto differente. Se è vero che è possibile realizzare delle attività di maricoltura a basso impatto, è altrettanto vero che il raggiungimento di questo obiettivo richiede una accurata progettazione degli impianti, una solida base di studi ecologici ed oceanografici relativi al sito prescelto, il supporto di strumenti previsionali adeguati (es. modelli matematici) ed un monitoraggio costante in fase operativa (Boyd & Schmittou, 1999; Ervik et al., 1997; Fernandes et al., 2001; Henderson et al., 2001; Kupka Hansen et al., 2001). In generale, almeno per quanto riguarda gli aspetti di carattere previsionale e la scelta dei siti più idonei, un approccio di tipo modellistico può fornire un importante supporto decisionale sia per gli operatori del settore, sia per le Amministrazioni preposte alla suo controllo. Attraverso simulazioni effettuate con modelli matematici è possibile, in particolare, affinare la comprensione delle interazioni fra la componente fisica, quella biotica e quella chimica degli ecosistemi, valutando in maniera preventiva scenari alternativi e stimando gli impatti potenziali ad essi connessi (Morrisey, 2000). Un ulteriore problema è legato all’occupazione fisica di superfici marine più o meno ampie. Da una parte l’impatto visivo degli impianti off-shore può causare, in alcuni casi ed in funzione delle tecnologie adottate, degli effetti indesiderati sulla percezione del paesaggio, dall’altra si possono generare dei conflitti con altre attività, come, ad esempio, la pesca o il diporto. In termini più strettamente ecologici, l’impatto ambientale delle attività di maricoltura è rappresentato prevalentemente dall’immissione diretta nell’ecosistema di rilevanti quantità di sostanza organica sotto forma di alimenti non consumati e materiale escreto dagli animali allevati. Nel caso particolare delle attività di molluschicoltura la prima componente è assente, ma la seconda può essere molto importante, soprattutto a causa delle elevate biomasse in gioco. Il fatto che l’immissione nell’ecosistema marino costiero di sostanza organica e di altri inquinanti avvenga in maniera diretta, piuttosto che attraverso canali, collettori o altre forme di trasporto rende l’impatto delle attività di maricoltura al tempo stesso meno evidente e più difficile da controllare e da quantificare. Poichè le attività di maricoltura rappresentano delle fonti di inquinamento di tipo puntiforme, inoltre, il loro effetto sull’ambiente si somma a quello di altre sorgenti puntiformi (es. reflui urbani) e non puntiformi (es. run-off costiero), ma discriminare i contributi relativi di queste diverse fonti può costituire un compito non banale, soprattutto in sistemi costieri relativamente chiusi. L’impatto delle attività di maricoltura sull’ecosistema marino costiero è generalmente caratterizzato da scale spaziali relativamente ridotte, poichè gli effetti, quando esistono, sono limitati ad un’area abbastanza circoscritta. Se è vero che ciò può mitigare gli effetti sull’ecosistema, è anche vero che si possono determinare fenomeni di accumulo di sostanza organica e di altri inquinanti che possono, in ultima analisi, essere nocivi per le attività di maricoltura stesse. A

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differenza di altri casi, dunque, il controllo dell’inquinamento non è soltanto un problema di tipo ecologico, ma interessa direttamente anche la gestione stessa delle attività produttive. Le attività di maricoltura, d'altra parte, sono in fase di espansione già da diversi anni ed una ulteriore crescita è attesa negli anni a venire (FAO, 1992; Tisdell, 1999). Questa crescita ha aumentato l'interesse per la valutazione dell'impatto ambientale di tali attività e per i potenziali conflitti che si possono verificare con altri tipi di utilizzo delle risorse della fascia costiera non solo in Mediterraneo ed in Europa, ma in tutto il mondo (Waldichuck, 1987a,b; Morton, 1989; Miki et al., 1992). In alcuni Paesi la preoccupazione per il potenziale impatto ambientale della maricoltura ha portato a forme di controllo più stretto, come, ad esempio, in Danimarca o in Norvegia, o ancora in Canada e in Nuova Zelanda (Duff, 1987, BC Ministry of Environment, 1990). In altri casi si è tentato di perseguire lo stesso scopo incentivando le soluzioni off-shore, come ad Hong Kong o in Scozia (Aldridge, 1988). Attualmente l’Europa, attraverso il progetto MARAQUA (Monitoring and Regulation of Marine Aquaculture; sito web: www.biol.napier.ac.uk/maraqua), sta cercando di definire un insieme di linee guida comuni per la sostenibilità, il monitoraggio e la regolamentazione nel settore dell’acquacoltura che tengano conto dei molteplici aspetti del settore (Read et al., 2001; Costello et al., 2001) .

2.1. Le sorgenti di impatto sull'ambiente marino.

In generale, l'impatto ambientale di un impianto di maricoltura dipende strettamente dalla specie in allevamento, dal metodo di allevamento, dalle caratteristiche idrografiche del sito di allevamento e dal tipo di alimento somministrato (Wu et al., 1995). Da un punto di vista pratico, tuttavia, soltanto una piccola minoranza degli studi (es. Wu et al., 1994; Karakassis et al., 2000; La Rosa et al., 2002) ha interessato ambienti di allevamento diversi da quelli abitualmente studiati, in cui dominano i casi di Salmonidi allevati su mangimi industriali (Gowen e Bradbury, 1987). In ogni caso, comunque, sembra chiaro che l'impatto riguarda soprattutto il comparto bentonico e solo in subordine la colonna d'acqua. Tra le fonti di impatto delle attività di maricoltura l’immissione nell’ambiente circostante di sostanza organica nelle diverse forme è senz’altro quella predominante; tuttavia, non è da sottovalutare, per le scarse conoscenze sulle modalità di dispersione e di di persistenza, il rilascio di numerose sostanze chimiche nell’ambiente.

Rilascio di sostanza organica.

Il materiale immesso nell'ambiente marino da un impianto di maricoltura consiste prevalentemente in alimenti non consumati, feci ed altri prodotti di escrezione, ma in molti casi la prima frazione può essere quella più rilevante (Ackefors e Enell, 1990; Seymour e Bergheim, 1991). Questa emissione di sostanza organica dagli impianti di maricoltura avviene in maniera relativamente continua nel tempo, a differenza di quanto si verifica nel caso dell'acquacoltura in impianti a terra, in cui tali emissioni possono essere più

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intense in alcuni momenti e meno in altri, in funzione delle attività di gestione e di manutenzione degli impianti (Bergheim et al. 1982; Schwartz e Boyd 1994). Al di là di ciò, va rilevato come in tutte le forme di acquacoltura la frazione di mangime che viene abitualmente restituita all'ambiente in forma non consumata varia notevolmente in funzione delle condizioni di allevamento e della specie allevata. Da un punto di vista quantitativo questo fenomeno è stato studiato in diverse condizioni, ma prevalentemente in rapporto ad osservazioni condotte in impianti a terra su Salmonidi alimentati con mangimi artificiali pelletati (es. Gowen e Bradbury, 1987; Handy e Poxton, 1993). In queste condizioni la produzione di sostanza organica e l'escrezione azota sono state ben studiate (Alabaster, 1982), mentre per ciò che riguarda gli impianti in mare le conoscenze sono molto più limitate, soprattutto per le specie diverse dai Salmonidi, che sono poi quelle utilizzate in Mediterraneo (Handy e Poxton, 1993). Pur nei limiti di quanto appena affermato, la frazione di mangime non consumato può variare ampiamente fra una percentuale prossima allo zero ed il 40% circa (Warren-Hansen, 1982; Ove Arup et al., 1989; Thorpe et al., 1990; Beveridge et al., 1991; Beveridge, 1996), in funzione del tipo di mangime, delle strategie di somministrazione , del metodo di allevamento, della specie e delle condizioni generali degli animali allevati. La massima percentuale di mangime non consumato si osserva tipicamente quando viene utilizzato mangime fresco, ad esempio sotto forma di pesce azzurro in pezzi. Questo tipo di alimento, infatti, tende a frammentarsi in acqua con facilità e la quantità non consumato cresce a prescindere dal gradimento da parte degli animali allevati (Wu et al., 1994; Beveridge, 1996). Nel caso di allevamenti in gabbie galleggianti ad Hong Kong è stata osservata una percentuale di mangime fresco non consumato variabile fra il 20% ed il 45-50% (Ove Arup et al., 1989). Al di là del mancato consumo di alimento al momento della somministrazione, l'immissione di sostanza organica nell'ambiente dipende ovviamente dalla quantità di feci prodotte, che di fatto rappresenta una forma indiretta di mancato consumo dell'alimento. Da un punto di vista quantitativo le stime di questa componente variano in maniera abbastanza ampia, all'incirca fra il 5% ed il 20%, come sempre in funzione della specie, dell'alimento e delle condizioni di allevamento (Pillay, 1992). Per ciò che riguarda la molluschicoltura il rilascio di feci (o, meglio, di pseudofeci) rappresenta evidentemente l'unica fonte di restituzione di sostanza organica all'ambiente circostante, poichè nessun alimento viene somministrato e l'unica fonte di energia utilizzata è costituita dal particolato organico e dal fitoplancton presenti nella colonna d'acqua. Proprio per questo motivo, le attività di molluschicoltura possono effettivamente sottrarre sostanza organica all'ecosistema, poichè una frazione che varia fra il 35% ed il 40% della sostanza organica ingerita viene utilizzata per l'accrescimento dei molluschi e quindi, in ultima analisi, rimossa al momento della raccolta dei molluschi (Pillay, 1992). L'effetto della molluschicoltura, dunque, non è l'immissione nell'ecosistema di sostanza organica alloctona, ma piuttosto la concentrazione nei fondali delle aree di molluschicoltura di quella già presente in esso (Deslous-Paoli, 1998). Una fonte di sostanza organica aggiuntiva rispetto a quanto direttamente connesso con l'alimentazione degli animali allevati è rappresentata dalla

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biomassa degli organismi vegetali ed animali che formano il fouling delle gabbie. Se queste ultime vengono pulite nello stesso sito in cui operano abitualmente questa biomassa si va ad aggiungere alla sostanza organica già presente nei sedimenti, rispetto alla quale può costituire una frazione non trascurabile e comunque non lontana dal 10% (Mak, 1982, Ove Arup et al., 1989). Anche se si può giustamente ritenere che il fouling non rappresenti altro che una forma di accumulo della sostanza organica e dei nutrienti rilasciati nell'ambiente in conseguenza delle attività stesse di maricoltura, la concentrazione nel tempo e nello spazio dell'apporto di nuova sostanza organica ai sedimenti può esacerbare le problematiche relative alla rimineralizzazione degli stessi.

Accumulo della sostanza organica.

Qualunque sia la fonte di sostanza organica in uscita da un sistema di maricoltura, la sede di accumulo è rappresentata dai fondali circostanti, su un'area più o meno vasta in funzione delle caratteristiche del sito di allevamento e in particolare dell'idrodinamismo (Karakassis et al., 2000; Pawar, et al., 2001). Deposizioni nell'ordine di 3 kg m-2 anno-1 di sostanza organica sono state osservate in prossimità di impianti di maricoltura, con punte di 10 kg m-2 anno-1, equivalenti a 1.8-31.2 kg C m-2 anno-1, immediatamente al di sotto delle gabbie (Gowen e Bradbury, 1987). Uno studio condotto in Australia ha evidenziato che l’accumulo di materia organica con conseguenti fenomeni di anossia nel sedimento è concentrato sotto l’impianto e si estende a qualche decina di metri mentre il recupero delle condizioni preimpatto avviene circa 12 mesi dopo l’arresto delle attività di allevamento (McGhie et al., 2000). Da un punto di vista funzionale, e soprattutto nell'ottica della formulazione di bilanci di massa o di modelli matematici, è anche interessante associare alle stime della sostanza organica accumulata come tale o in termini di carbonio una valutazione dell'accumulo di azoto e fosforo (Jiménez-Montealegre et al., 2002). Questi elementi vengono immessi nell'ambiente non soltanto attraverso il mancato consumo o la mancata assimilazione degli alimenti, ma anche in seguito alla loro escrezione diretta o alla dissoluzione di parte delle feci o dell'alimento non consumato. Stime effettuate su allevamenti di trote in gabbie galleggianti hanno mostrato come l'80% del carbonio (una parte del quale attraverso la resporazione, come CO2), il 76% dell'azoto (come urea ed azoto ammoniacale) e l'82% del fosforo presenti nel mangime pellettato somministrato venissero dispersi nell'ambiente circostante attraverso una delle vie già descritte (Hall et al., 1990; Holby e Hall, 1991; Hall et al., 1992). In rapporto alla biomassa prodotta, inoltre, la perdita in azoto era stata stimata fra 95 e 102 kg N t-1, con una superficie dei fondali circostanti l'impianto interessata alla deposizione di sostanza organica pari a circa 3.8 volte quella dell'impianto stesso (Hall et al., 1990; Hall et al., 1992). Queste condizioni, tuttavia, sono certamente diverse da quelle che interessano i nostri mari, dove le tipologie di impianto e le condizioni al contorno sono tali da far ipotizzare livelli di impatto più contenuti (Molina Moninnguez L. et al. 2001). Va comunque ricordato che i casi di elevato accumulo delle diverse specie chimiche dell'azoto e del fosforo, per quanto limitati nello spazio,

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possono essere nocivi sia per la fauna ittica che per l'equilibrio globale degli ecosistemi in cui le attività di acquacoltura vengono effettuate (Tucker, 1996). Più in generale, è anche evidente che la degradazione di ingenti quantità di sostanza organica richiede elevate quantità di ossigeno e ciò può rappresentare, sia pure in casi limite quando si considerano gli ambienti marini caratteristici delle coste italiane, un problema per le stesse attività di maricoltura.

Decomposizione della sostanza organica e rilascio di nutrienti.

All'accumulo di sostanza organica sui fondali e nella colonna d'acqua delle aree interessate da attività di maricoltura corrisponde, come si è appena detto, una intensa attività microbica di decomposizione della sostanza organica stessa. Oltre alla richiesta di ossigeno appena citata, ciò comporta il rilascio di nutrienti all'interfaccia acqua-sedimenti e, di consueguenza, nella colonna d'acqua. A causa dell'elevata quantità di sostanza organica sedimentata in prossimità di impianti di maricoltura, però, soltanto una frazione relativamente modesta viene rimineralizzata. Sempre in rapporto a dati sperimentali derivati dall'allevamento di salmonidi, è stato stimato che circa il 10% della sostanza organica sia decomposta ogni anno nel sedimento in prossimità di un impianto di gabbie galleggianti (Aure e Stigebrandt, 1990). La rimineralizzazione, inoltre, avviene prevalentemente nello strato superficiale del sedimento, in condizioni aerobiche, e quindi può essere fortemente rallentata dalle condizioni anaerobiche che si determinano nelle aree di deposizione più intensa della sostanza organica, come ad esempio sotto le gabbie, in cui può anche venire a mancare l'azione meccanica di bioturbazione prodotta dall'epifauna (Rublee, 1982; Huettel, 1990). In casi limite è possibile che questo processo sia rallentato al punto da rendere virtualmente nulla la nitrificazione (Kaspar et al., 1988). Per ciò che riguarda il fosforo, la rimineralizzazione nei sedimenti può essere fortemente rallentata da un accumulo eccessivo di sostanza organica ed il rilascio di fosforo inorganico può essere praticamente nullo anche con spessori del deposito di sostanza organica inferiori a 10 cm (Hansen et al., 1990). Se è vero che l'impatto a piccola scala delle attività di maricoltura può essere anche molto intenso, a grande scala questa attività influenza il bilancio dell'azoto e del fosforo degli ecosistemi costieri in misura relativamente modesta in rapporto ad altre fonti (Ackefors e Enell, 1990; BC Ministry of Environment, 1990), come mostrato nella tabella 2.1:

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Tab. 2.1. Contributo dell'acquacoltura e di altre fonti al carico diazoto e fosforo nelle acque marine costiere della Svezia.

Fosforo Azoto

(tonnellate) (tonnellate)

Fiumi (esclusa l'agricoltura) 3040 87739

Agricoltura 935 41361

Industrie 908 3465

Reflui urbani 840 14210

Acquacoltura 35 264

Totale 5758 147039

Da Ackefors e Enell (1990)

Tuttavia, in casi particolari ed in presenza di insediamenti massicci di impianti di maricoltura è possibile che questo ruolo sia meno marginale anche su grande scala. Nel caso delle molte aziende che praticano la salmonicoltura lungo le coste della Columbia Britannica (Canada), il carico inquinante globale è stato valutato come equivalente a quello di una città di 500.000 abitanti (Ellis and Associates, 1996). Sempre a questo proposito, è interessante rilevare come il rapporto fra azoto e fosforo totali che caratterizza la maricoltura intensiva in gabbie, per quanto variabile, sia in molti casi assai simile a quello tipico dei reflui urbani (Costa-Pierce, 1994), anche se le emissioni delle attività di maricoltura possono essere comunque riconosciute per i diversi rapporti C:N:P dei soluti e dei particolati (Rosenthal et al., 1988).

2.2. Inquinamento chimico

Una notevole varietà di composti chimici viene correntemente utilizzata, in maniera più o meno trasparente e conforme alla legislazione vigente, negli impianti di maricoltura. Una parte di questi composti serve ad integrare la dieta (es. vitamine), mentre altri vengono usati a scopi profilattici o terapeutici (es. antibiotici) ed altri ancora per il controllo di organismi indesiderati (es. prodotti anti-fouling) (Costello et al., 2001). Ciò che rende particolarmente pericolosa questa fonte di impatto è il fatto che queste sostanze, oltre al loro eventuale effetto solo sulla salute umana attravreso il consumo degli animali allevati, possono giocare un ruolo anche in rapporto alla dinamica dell'ecosistema costiero all'interno del quale vengono rilasciati, spesso direttamente in acqua. Le modalità di dispersione e la persistenza della maggior parte di questi composti non sono pienamente conosciute, così come gli effetti che esse possono giocare sugli organismi (e sui microrganismi) marini. Più in generale, inoltre, va sottolineato il fatto che la restrittività della legislazione italiana non può costituire, da sola, una tutela assoluta per i consumatori e per gli operatori del settore in rapporto a questi problemi, poichè non sempre è noto ciò che è

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contenuto negli organismi e nei prodotti importati da paesi in cui la regolamentazione è meno restrittiva.

Antibiotici

Gli antibiotici, insieme alle vitamine e ad alcuni pigmenti, sono additivi frequentemente utilizzati nei mangimi artificiali utilizzati in maricoltura. Il loro uso è stato ampiamente dibattuto, ma soltanto in pochi Paesi vige una normativa che impone delle restrizioni. All'inizio degli anni '90 all'incirca 50 diversi antibiotici erano in uso nelle attività di acquacoltura su scala globale (Bjorkland, 1991) ed a tutt'oggi in molti Paesi (es. nel sud-est asiatico) se ne fa un uso quasi del tutto incontrollato sia per la profilassi che per la terapia delle patologie ittiche (Pillay, 1992; Primavera et al., 1993; Saitanu et al., 1994; Hopkins et al., 1995). A titolo di confronto, può essere interessante notare che negli Stati Uniti soltanto tre antibiotici sono stati approvati per l'uso in acquacoltura, anche se sotto alcune condizioni altri prodotti possono essere utilizzati anche se non sono stati approvati specificamente per l'uso nei pesci (FDA, 1996). La somministrazione degli antibiotici avviene secondo varie modalità, ma quella più frequentemente impiegata è quella basata sull'integrazione dei mangimi (Smith, 1991). Di conseguenza, gli antibiotici vengono immessi nell'ecosistema attraverso le stesse vie di accumulo della sostanza organica, con il risultato che almeno il 75% della quantità complessiva di antibiotici utilizzati in maricoltura viene dispersa direttamente o indirettamente nell'ambiente (Roed, 1991a). Questo fenomeno è aggravato dal fatto che l'aggiunta di antibiotici può degradare le qualità organolettiche dei mangimi, riducendone il consumo ed aumentando la frazione che non viene assorbita (Roed, 1991b). Una volta dispersi nell'ambiente gli antibiotici si ritrovano prevalentemente associati al particolato e, quindi, ai sedimenti (Pillay, 1992). Da studi effettuati sembra che la composizione dei sedimenti ha un ruolo importante nell’accumulo di queste sostanze e nella loro trasformazione: la concentrazione e la demolizione di alcuni antibiotici nel sedimento incrementa in sedimenti fangosi con un’elevata concentrazione di minerali e sostanza organica (Pouliquen e Le Bris, 1996). La persistenza degli antibiotici nell'ambiente è variabile, ma quella degli antibiotici sintetici può essere anche molto lunga, a causa della mancanza di microrganismi capaci di demolirli (Hektoen et al., 1995). Ovviamente, gli antibiotici immessi dalle attività di maricoltura si possono accumulare nelle popolazioni selvatiche di pesci e molluschi attraverso processi di magnificazione biologica (Samuelson et al., 1992). Lo stesso discorso vale, a maggior ragione, per le popolazioni umane che consumano tali organismi, siano essi quelli selvatici o quelli allevati (Saitanu et al., 1994). L'ingestione di piccole dosi degli antibiotici utilizzati in maricoltura non è considerata pericolosa per la salute umana, ma è bene ricordare che gli effetti di esposizioni a dosi superiori possono essere tut'altro che banali: si consideri il caso del cloramfenicolo, che può avere effetti assai gravi sulla produzione di cellule ematiche e che può causare gravi disturbi circolatori (Berkow e Fletcher 1992). Altri antibiotici possono esercitare un azione cancerogena o anche causare reazioni allergiche letali (Yndestad, 1992; Berkow e Fletcher, 1992; OTA, 1995).

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Infine, in questo campo come in altri l'uso degli antibiotici può determinare l'insorgere di ceppi batterici resistenti e, per soprammercato, patogeni per l'uomo (Spika et al., 1987; Endtz et al., 1990). Questa precisazione non è da considerarsi marginale, se è vero che la Società Americana di Microbiologia (1995) ha sottolineato come l'uso degli antibiotici in acquacoltura sia uno dei principali fattori che determinano l'insorgere di forme resistenti. Inoltre, anche il fatto che l'uso di antibiotici sia aumentato di un ordine di grandezza solo nel corso degli anni '80 (Grave et al., 1990) e che nello stesso periodo sia stata stimata in 430 g di antibiotici per tonnelata di pesce prodotto la dose media (Rosenthal et al.,. 1988) può indurre a riconsiderare con attenzione questo punto di vista.

Altri composti

Molte altre sostanze sono utilizzate in acquacoltura a scopi diversi, dal controllo del fouling al trattamento di infestazioni. Per quanto riguarda l'uso in maricoltura, alcuni prodotti antifouling, prevalentemente a base di composti organostannici, sono stati impiegati per prevenire lo sviluppo di fouling sulle reti delle gabbie (Davies e McKie, 1987; Thrower e Short, 1991), anche se dall'inizio degli anni '90 il loro uso è stato vietato in molti Paesi a causa dei fenomeni di accumulo rilevati in molti organismi, e soprattutto nei Molluschi (Davies et al., 1986; Davies et al., 1988; Minchin et al., 1987; Paul e Davies, 1986). In generale, si può ritenere che, almeno nei nostri mari, questo tipo di contaminazione sia in fase di forte regressione. In generale, comunque, la natura "aperta" dei sistemi di maricoltura rende inutile ed inutilizzabile gran parte delle sostanze che vengono ampiamente impiegate in impianti di acquacoltura a terra, ma non rappresentano un problema in rapporto alle attività di maricoltura. L'uso di ormoni per la stimolazione della maturazione e per l'induzione della deposizione delle uova nella riproduzione artificiale è abbastanza comune nelle avanotterie che forniscono i giovani utilizati in maricoltura, ma, a parte lo scrso impatto sulla salute umana, il problema non è rilevante a causa del fatto che gli individui immessi nell'ecosistema marino non sono gli stessi a cui sono applicati i trattamenti (Pillay 1992). L'aggiunta di pigmenti (soprattutto carotenoidi) nei mangimi è abbastanza frequente, ma interssa soprattutto quelli destinati ai salmonidi, per i quali la colorazione rosa/arancio delle carni rappresenta un fattore di gradimento da parte dei consumatori. Di conseguenza questa pratica ha una rilevanza marginale in rapporto alle attività di maricoltura che interssano i nostri mari. Vitamine e oligoelementi sono invece integratori tipici dei mangimi artificiali, ma non sono noti effetti indesiderati del loro uso. Infine, va citato l'uso di anestetici, anche in quantità non trascurabili, per il trasporto e la manipolazione degli animali allevati. Tuttavia, l'entità complessiva delle immissioni di tali sostanze non è tale da giustificare delle preoccupazioni in merito al loro effetto sull'ambiente.

2.3. Effetti della maricoltura sull'ambiente marino.

Gli effetti delle attività di maricoltura sull'ambiente circostante sono molteplici, ma tra i fenomeni biologici, che sono in un modo o nell'altro legati all'azione

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delle fonti di impatto di cui si è discusso, i due più importanti e facilmente osservabili sono certamente l'alterazione delle comunità bentoniche e la riduzione della concentrazione di ossigeno disciolto nella colonna d'acqua. Altri effetti possono essere rilevati occasionalmente, come, ad esempio, l'intensificazione di fioriture algali e, in particolare, fitoplanctoniche. Non va dimenticato, però, il fatto che uno degli impatti più rilevanti è anche rappresentato dall'insorgere di potenziali conflitti in merito all'uso del mare da parte di varie categorie di utenti. E' comunque ovvio che questa materia non è e non può essere oggetto di una valutazione oggettiva in termini puramente scientifici, ma che gli eventuali conflitti devono essere analizzati nel quadro di una valutazione di tipo economico di carattere generale e risolti attraverso opportuni momenti di concertazione che coinvolgano tutte le parti sociali interessate.

Riduzione della concentrazione dell'ossigeno disciolto.

L'accumulo di sostanza organica sui fondali sottostanti o comunque adiacenti gli impainti di maricoltura può determinare, in situazioni estreme, lo sviluppo di un ambiente anossico e fortemente riducente già all'interfaccia acqua-sedimenti, con la conseguente produzione di ammoniaca, metano e idrogeno solforato. In casi meno estremi, comunque, è stata rilevata una domanda di ossigeno a livello dei sedimenti (sia di tipo biologico che chimico, dunque) da due a cinque volte superiore a quella rilevata in aree di contollo (Wu, 1990; Wu et al., 1994) e l'attività metabolica a livello dei sedimenti è risultata anche di un ordine di grandezza superiore a quella delle aree non affette da intense deposizioni di sostanza organica (Homer, 1992). Una diminuzione della concentrazione dell'ossigeno disciolto ed un aumento del BOD sono stati segnalati in molti casi nelle adiacenze di gabbie galleggianti o sommerse (Muller e Varadi, 1980; Bergheim et al., 1982; Beveridge e Muir, 1982; Enell, 1982, 1987; Penczak et al., 1982; Enell e Lof, 1983; Beveridge, 1985; Phillips e Beveridge, 1986, Molver et al., 1988). L'effetto rilevato è comunque molto localizzato, nella scala delle decine di metri (Gowen e Bradbury, 1987), tranne che nel caso in cui sia impiegato mangime fresco in ambienti poco vivificati (Wu et al., 1994). Quest'ultimo caso, comunque, difficilmente può interessare i nostri mari.

Eutrofizzazione e blooms algali

Effetti di piccola scala come quelli rilevati per l'ossigeno disciolto riguardano anche altri parametri oceanografici, come i nutrienti, i solidi sospesi, il carbonio organico disciolto (DOC) e la biomassa fitoplanconica (espressa sia come clorofilla a che come feopigmenti), che possono aumentare nell'intorno degli impianti di maricoltura, sia pure su scala spaziale molto limitata (La Rosa et al., 2002; Beveridge et al., 1994). I nutrienti disciolti che derivano da attività di maricoltura in aree marine caratterizzate da elevato idrodinamismo vengono rapidamente ed efficacemente diluiti e quindi non causano problemi, sia pure localizzati, di eutrofizzazione (La Rosa T et al., 2002; Beveridge, 1996; Gowen e Bradbury, 1987). Tuttavia, in sistemi particolarmente protetti o caratterizzati da bassi livelli di idrodinamismo

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questo tipo di evento può effettivamente verificarsi (Wu et al., 1994; Gowen e Bradbury, 1987). E' dunque possibile che un'eutrofizzazione, anche localizzata, dell'ecosistema marino possa favorire o enfatizzare blooms algali, anche nell'ambito della loro normale dinamica stagionale. D'altra parte, va considerato il fatto che l'azoto è l'elemento che limita più direttamente la produzione primaria nelle aree marine costiere (Gundersen, 1981) e quindi una sua maggiore disponibilità può effettivamente produrre un aumento percepibile delle biomasse fitoplanctoniche. Oltre agli effetti della rimineralizzazione della sostanza organica, anche l'escrezione da parte dei pesci gioca un ruolo in questo senso, poichè sia l'azoto ammoniacale che l'urea possono essere utilizzati come tali dal fitoplancton. Va sottolineato, comunque, il fatto che un aumento significativo della biomassa algale non rappresenta un evento probabile in gran parte degli ecosistemi marini costieri italiani, se si escludono quelli dell'Alto Adriatico e quelli su cui insistono aree grandi urbane o fiumi. Un discorso separato, sempre in tema di stimolazione di un potenziale biotico già presente nell'ecosistema marino, riguarda i blooms algali che riguardano specie tossiche o comunque potenzialmente pericolose (ovvero HAB - Harmful Algal Blooms). Questi eventi, che nell'accezione corrente comprendono anche situazioni in cui il pericolo per la salute umana e dell'ecosistema non è particolarmente grave, possono però esacerbarsi su scala locale a causa delle attività di maricoltura (Folke et al., 1994) e produrre effetti nocivi sugli animali in allevamento ed anche sull'uomo. Nel 1997 nelle acque costiere ed estuariali del Maryland si sono segnalati casi di persone colpite da forme di amnesia o da altri disturbi in seguito all'esposizione a Pfiesteria piscicida (Shields e Hsu, 1997). Per ciò che riguarda i mari italiani, con le eccezioni sopra menzionate, tali eventi sono da considerarsi relativamente improbabili, ma non possono essere esclusi a priori e va ricordato che esistono evidenze del fatto che le emissioni di impianti di maricoltura possono stimolare la crescita dei dinoflagellati (Nishimura, 1982), fra cui non poche specie producono tossine, e che le vitamine immesse nell'ambiente con i mangimi non consumati possono indurre la produzione di tali tossine (Graneli et al., 1993).

Alterazioni delle comunità bentoniche

L'accumulo di sostanza organica di varia natura sotto o intorno agli impainti di maricoltura può arricchire in maniera significativa i sedimenti, producendo una vasta gamma di alterazioni fisiche, chimiche e, ovviamente, biologiche del comparto bentonico. Tali alterazioni sono state studiate in maniera abbastanza accurata, anche se ovviamente ogni sito presenta ovvie peculiarietà. Innanzitutto, le alterazioni nella struttura delle comunità sembra essere rilevabile prevalentemente su piccola scala (Gowen e Bradbury, 1987), ad eccezione di alcuni casi in cui vengono somministrati mangimi freschi in ambienti relativamente confinati (Wu et al., 1994). All'interno dell'area in cui l'impatto è percepibile si possono osservare aree completamente azoiche, tipicamente quelle immediatamente sottostanti le gabbie, ed aree in cui si osserva una più o meno marcata riduzione della diversità del popolamento (Karakassis et al., 2000;Kraufvelin et al., 2001; Ritz et al., 1989; Tsutsumi et al., 1991; Wu et al.,

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1994). L'estensione dell'area in cui sono percepibili alterazioni delle comunità bentoniche varia in rapporto all'idrodinamismo ed a altri fattori e sono segnalati casi in cui il cenoclino ha un'estensione di poche decine (Findlay e Watling, 1995) o di poche centinaia di metri (Weston, 1990). Effetti dovuti alla modifica delle caratteristiche del sedimento sono stati evidenziati anche sulle praterie di Posidonia oceanica e si sono manifestati attraverso o la ridotta crescita o la morte della pianta. Tuttavia l’impatto sui sistemi a fanerogame sembra molto variabile e dipendente da interazioni complesse e da un largo numero di processi (Ruiz J.M. et al., 2001). Laddove le attività di maricoltura vengano sospese, esistono evidenze che indicano come la successione secondaria delle comunità benoniche porti ad una comunità climax nell'arco di alcuni anni (Gowen e McLusky, 1988; Mattson e Linden, 1983; Johannssen et al., 1994). Esperimenti effettuati su sedimenti con elevato contenuto di sostanza organica e raccolti al di sotto di impianti di maricoltura hanno evidenziato una rapida ricolonizzazione della comunità, dimostrando che l’allevamento in mare aperto non ha impatti di lunga durata una volta che le attività sono ridotte o fermate (Lu e Wu, 1998). Per ciò che riguarda specificamente le attività di molluschicoltura, che sono particolarmente rilevanti nei nostri mari, le evidenze derivate dagli studi disponibili non sono del tutto univoche. Il tipo di alterazione osservata, in generale, è paragonabile a quella di forme di maricoltura che implichino la somministrazione di mangimi, anche se l'estensione spaziale è proporzionale alle superfici impegnate, che sono generalmente maggiori, e l'intensità della perturbazione è generalmente meno estrema, con un rimaneggiamento della struttura della comunità che favorisce i deposit-feeders (Stenton-Dozey, 1999; Kaspar et al., 1985; Mattsson e Linden, 1983). Tuttavia, altri studi hanno evidenziato effetti molto modesti sul benthos (Mojica e Nelson, 1993; Grant et al., 1995). Questo tipo di evidenza è comunque confermata anche per ciò che riguarda la meiofauna, con una riduzione generalizzata delle abbondanze dei diversi taxa, con l'esclusione dei Copepodi Arpacticoidi (La Rosa et al., 2001b; Mirto et al., 2000). Sempre in riferimento alla risposta della meiofauna, sembra confermato il fatto che le alterazioni prodotte dalla molluschicoltura a livello del comparto bentonico sono meno severe di quelle che si osservano in corrispondenza dei siti interessati da forme di maricoltura che contemplino la somministrazione di alimenti (Mirto et al., 2000; Mazzola et al., 1999). Infine in un recente studio condotto lungo le coste laziali sono stati indagati gli effetti della molluschicoltura sulla flora batterica presente nel sedimento e si è visto che l’arricchimento in sostanza organica del sedimento e le conseguenti modifiche delle caratteristiche ecologiche del fondale al di sotto degli allevamenti di molluschi favoriscono l’aumento della flora batterica eterotrofa aerobia (La Rosa et al., 2001a). Questo fenomeno è stato evidenziato anche per le altre forme di maricoltura, dove si è riscontrato che i batteri mostrano una risposta positiva all’arricchimento in sostanza organica (La Rosa et al., 2001b). Queste alterazioni sulla meiofauna e sulla flora batterica sono poco estese spazialmente e confinate generalmente alle zone di fondo immediatamente al di sotto degli impianti; inoltre la rimozione degli impianti permette un rapido (circa 15 giorni) ripristino delle condizioni preesistenti.

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Aspetti microbiologici Anche se i reflui urbani e le emissioni di attività di maricoltura hanno un rapporto azoto totale su fosforo totale relativamente simile, le differenze qualitative e quantitative in termini di carica microbica sono apprezzabili. Un primo motivo di ciò sta nel fatto che le emissioni di attività di maricoltura non hanno la stessa quantità di patogeni che caratterizza i reflui urbani, anche se alcuni microrganismi che sono patogeni per i pesci possono agire anche nell'uomo. Un caso recente di questo tipo di effetto è rappresentato dalle infezioni contratte da personale che aveva manipolato tilapie affette con infezioni da Streptococcus iniae (Weinstein et al., 1997). D'altra parte, in circostanze occasionali sia i pesci che le loro deiezioni possono contenere microrganismi patogeni per l'uomo (Austin e Austin, 1989; Midvedt e Lingaas, 1992; Smith et al. 1994), anche se generalmente non si tratta di ceppi capaci di indurre patologie preoccupanti (Smith et al., 1994). Questo aspetto delle interazioni fra maricoltura, ambiente e salute umana è alla base di una problematica che non è ancora stata affrontata in maniera esaustiva. In particolare, è appropriato ed opportuno considerare le emissioni di attività di maricoltura alla stregua di altri reflui urbani, industriali o agricoli? E' evidente che le implicazioni di questo interrogativo non sono marginali ed è altrettanto evidente che le conoscenze attuali, soprattutto per ciò che riguarda i nostri mari, non sono sufficienti a definire compiutamente una soluzione al problema.

Risposte agli antibiotici e ad altri composti

L'uso di antibiotici può ovviamente indurre lo sviluppo di forme di resistenza nei ceppi batterici patogeni per i pesci e, almeno in potenza, di ceppi patogeni per l'uomo (Aoki, 1989; Dixon, 1991). Una situazione più grave è stata registrata nella flora batterica dei sedimenti, dove ceppi resistenti sono stati identificati in numerose situazioni (es. Austin, 1985; Homer, 1992). Forme di resistenza all'ossitetraciclina fino al 100% sono state osservate nei sedimenti di aree adiacenti a impianti di maricoltura in cui erano stati effettuati dei trattamenti con questo antibiotico e la resistenza è stata osservata anche a distanza di oltre un anno dalla fine del trattamento (Torsvik et al., 1988, Samuelsen et al., 1992), mentre altri antibiotici possono essere degradati più rapidamente (Samuelsen et al., 1991). E' interessante notare, comunque, come l'azione degli antibiotici possa addirittura bloccare le attività di solfato-riduzione nei sedimenti al di sotto di gabbie (IOE, 1992). D'altra parte, in ambienti ossidati l'emivita degli antibiotici e delle vitamine addizionate alla dieta dei pesci è breve: per l'ossitetraciclina, ad esempio, nell'ordine di alcuni giorni in acqua e di alcune settimane nei sedimenti (Samuelsen, 1989). Di conseguenza l'accumulo massivo di queste sostanze è abbastanza improbabile in queste condizioni, mentre la persistenza può essere elevata nei sedimenti anossici (oltre un anno). Tuttavia, in quest'ultimo caso, l'ossitetraciclina non può esercitare alcuna azione antibiotica (Bjoerklund et al., 1990). Le vitamine ed i pigmenti aggiunti ai mangimi possono avere effetti ambientali, ma questi ultimi sono poco conosciuti. Per ciò che riguarda le vitamine, sono noti casi in cui è stato osservata un'azione di stimolo della produzione di tossine

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da parte di organismi fitoplanctonici o, più in generale, della proliferazione di specie tossiche (Gowen e Bradbury, 1987; Graneli et al., 1993; Honjo, 1993).

Alterazioni genetiche delle popolazioni selvatiche

Questo particolare tipo di impatto, che potrebbe derivare dall'incrocio fra individui riprodotti artificialmente con individui selvatici, non può essere trascurato a priori, anche se a fino ad ora non esistono evidenze di un qualche effetto di questo tipo. E' ipotizzabile che i genotipi derivati da questo tipo d’incrocio siano selezionati negativamente nello stock selvatico molto rapidamente, ma è anche vero che l'entità delle possibili interazioni fra questo e gli stocks allevati è stata comunque abbastanza ridotta. Tra le principali specie allevate il salmone atlantico (Salmo salar) e la spigola (Dicentrarchus labrax), essendo caratterizzate da una maggiore variabilità genetica tra le diverse popolazioni locali, hanno un rischio maggiore nell’interazione con individui allevati rispetto all’orata (Sparus auratus) nella quale è stata osservata una bassa variabilità genetica tra le popolazioni allevate e quelle selvatiche (Youngson et al., 2001). Elementi di maggiore preoccupazione possono riguardare fenomeni simili, ma in cui entrino in gioco individui geneticamente modificati. Anche se questo non è un problema di rilevanza immediata, almeno nei nostri mari, gli effetti delle manipolazioni genetiche operate in altri Paesi sono difficilmente confinabili nello spazio, almeno nel medio termine e dovranno essere attentamente valutati in futuro. Le attività di maricoltura possono causare problemi ambientali di un certo rilievo se gestite in maniera non corretta. L'accumulo di sostanza organica e l'eutrofizzazione della colonna d'acqua, sia pure su scala locale, possono essere particolarmente intensi e danneggiare le stesse attività che li hanno determinati. In generale, comunque, se si considera una scala di osservazione più ampia, l'impatto della maricoltura e' certamente secondario rispetto alle altre sorgenti di perturbazione degli ecosistemi costieri, soprattutto nel Mediterraneo. Particolarmente meritevoli di attenzione sono i problemi relativi agli effetti delle diverse sostanze utilizzate per integrare le diete (antibiotici, vitanine, etc.), così come gli effetti dell'introduzione di genotipi non selvatici nelle popolazioni naturali. In generale, almeno per quanto riguarda gli aspetti di carattere previsionale e la scelta dei siti più idonei, un approccio di tipo modellistico può fornire un importante supporto decisionale sia per gli operatori del settore, sia per le Amministrazioni preposte al suo controllo. Attraverso simulazioni effettuate con modelli matematici è possibile, in particolare, affinare la comprensione delle interazioni fra la componente fisica, quella biotica e quella chimica degli ecosistemi, valutando in maniera preventiva scenari alternativi e stimando gli impatti potenziali ad essi connessi (Morrisey, 2000). Da un punto di vista operativo, comunque, molto dovrà essere fatto per raggiungere una piena compatibilità delle attività di maricoltura con il mantenimento, anche su scala locale, delle caratteristiche imperturbate degli ecosistemi costieri. Fra queste tematiche possono essere citate, ad esempio, il mantenimento degli stocks allevati entro la capacità portante degli ecosistemi, il miglioramento delle formulazioni dei mangimi o ancora l'implementazione di

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strategie ottimali di monitoraggio ambientale (Boyd & Schmittou, 1999; Ervik et al., 1997; Kupka Hansen et al., 2001; Butler et al., 2001). Tutto ciò nell'ottica del raggiungimento di un obiettivo di sviluppo sostenibile della maricoltura, così come definito dalla FAO (1997): "Sustainable development is the management and conservation of the natural resource base and the orientation of technological and institutional change in such a manner as to ensure the attainment and continued satisfaction of human needs for present and future generations. Such sustainable development (in the agriculture, forestry and fisheries sectors) conserves land, water, plant and animal genetic resources, is environmentally non-degrading, technically appropriate, economically viable and socially acceptable."

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3. Materiali e metodi

3.1. Descrizione degli impianti di maricoltura

Impianto di Licata

Il comune di Licata, che fa parte della provincia di Agrigento, si estende per un’ area pari a 178,91 Km2 con una popolazione di 41.000 abitanti. La città affaccia sul canale di Sicilia e si trova a circa 50 Km a Sud-Est del capoluogo, sulla sponda destra della foce del fiume Salso. Licata è un centro agricolo-industriale e un attivo porto commerciale; è, infatti, fra i principali centri commerciali della Sicilia per l'attività del suo porto peschereccio. L’impianto di maricoltura presente a Licata è di proprietà della Sicilittica, azienda nata nel 1994 e costituita da pescatori, liberi professionisti e imprenditori del settore. Il personale che opera nell’azienda è altamente specializzato; il controllo veterinario è garantito, oltre che dalle locali istituzioni sanitarie, da tecnici interni e da strutture esterne quali università (Università di Bologna, Università di Roma Tor Vergata) ed istituti di ricerca. Dispone di strutture logistiche proprie quali stabilimenti per la lavorazione del pescato (numero CEE 2132), magazzini e celle frigorifere. L’impianto, in cui vengono prodotte spigole, saraghi pizzuti, saraghi maggiori, dentici, pagri ed orate, è localizzato in un sito che si estende per un’area di circa 21.000 m2, al riparo della diga foranea di Licata (fig. 3.1.1). Le strutture di allevamento sono costituite da 24 atolli galleggianti rettangolari, di 7 metri per 14 metri realizzati in polietilene ad alta densità (fig. 3.1.2), su cui si fissano reti in nylon con profondità di 7 metri. La maglia è di diverso calibro e larghezza a seconda della pezzatura del pesce da contenere. Complessivamente si dispone per l’allevamento di circa 16.500 m3. Per evitare un eccessivo accumulo di fouling sulla rete è stato pianificato un programma di cambiamento periodico delle reti che non restano in acqua per più di sei mesi. Le reti vengono pulite con l’ausilio di un’apposita lavatrice senza l’aggiunta di alcun detergente. Le parti galleggianti vengono periodicamente liberate dal materiale biologico formatosi sotto la linea di galleggiamento. Non viene fatto uso di vernici antivegetative in alcuna parte delle strutture dell’impianto. L’alimentazione è costituita da mangime, distribuito sia con l’ausilio di un innovativo sistema automatico, che manualmente da personale specializzato.

Impianto di Trappeto

Il comune di Trappeto si affaccia sul golfo di Castellammare ed è situato a circa 40 Km a Sud-Ovest di Palermo; ha un’estensione di 4,18 km2 ed una popolazione di circa 3000 abitanti.

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L’impianto di maricoltura, di proprietà della Società Ittica Trappeto s.r.l., è ubicato ad una distanza dalla costa compresa tra 1400 e 2000 metri e ad una profondità tra 26 e 39 metri. Esso è costituito da 3 gabbie Farmocean 4500 (fig. 3.1.3) e da un modulo a sei gabbie galleggianti (Farmocean Mark II) (fig. 3.1.4). La piattaforma Farmocean 4500 è in grado di resistere a condizioni di mare caratterizzate da un’altezza di onda compresa tra 2 e 5 metri e da una velocità di corrente di circa 2-3 nodi; ciò significa che la struttura è in grado di resistere senza subire danni a condizioni di mare fino a forza 8. Essa è costituita da una gabbia di rete agganciata ad una struttura galleggiante (fig. 3.1.3) di volume pari a 4500 m3, unitamente ad un sistema di alimentazione computerizzato, che fornisce ai pesci una quantità ottimale di mangime, ed un sistema pneumatico per il trasporto del cibo. La piattaforma è, inoltre, dotata di una passerella d’attracco esterna sorretta da un galleggiante indipendente, la cui estremità interna è agganciata in modo da consentirne una rotazione a 360 gradi intorno alla piattaforma stessa. La piattaforma ha due diversi livelli di galleggiamento: uno in posizione “normale”, in cui galleggia semisommersa con il pontile perimetrale 3 metri sotto la superficie dell’acqua dove il moto ondoso è sensibilmente più ridotto ed uno in posizione “emersa”, per le operazioni di servizio e di manutenzione. La piattaforma viene ancorata al fondo attraverso un sistema ammortizzante di 3 elementi (blocchi di cemento e relative catene) disposti a 120° uno dall’altro, con tre boe di tensione e segnalazione radarabile poste a circa 40 metri dal centro della piattaforma. Il modulo a sei gabbie circolari Farmocean Mark II è costituito da gabbie cilindriche in rete, aventi un diametro di circa 12.5 metri, costituite da corone galleggianti formate da tubi in PEAD con diametro di 250 mm; su tali anelli si ancorano le reti che hanno una profondità di circa 6 metri. Le gabbie sono ancorate ai fondali con linee di ancoraggio costituite da un sistema di cime in polipropilene, boe galleggianti, catene e blocchi di cemento. Queste gabbie hanno un ruolo di supporto, in quanto sono utilizzate per la semina di giovani inferiori a 15 g e assolvono perciò la funzione di gabbie stagionali per il preingrasso.

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Fig. 3.1.1.

Fig. 3.1.2.

45

Fig. 3.1.3.

Fig. 3.1.4.

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3.2. Piano di campionamento

I piani di campionamento sono stati redatti attraverso un’attenta analisi della letteratura scientifica pertinente e di quella tecnica disponibile (relazioni tecniche prodotte in sede di richiesta della concessione, protocolli redatti in sede di valutazione dell’impatto dell’impianto, ecc.). E’ stato, inoltre, condotto un survey diretto preliminare dei due siti di indagine, allo scopo di individuare e definire al meglio la strategia di campionamento nell’intorno degli impianti di allevamento e in aree indenni, quali stazioni di controllo.

Sito di Licata

Sono state individuate 32 stazioni di campionamento disposte sia nell’intorno delle gabbie di allevamento sia a distanza crescente dall’impianto (fig. 3.2.1). In particolare, le stazioni dalla 1 alla 10 sono state collocate in prossimità dei margini interno ed esterno dell’impianto; il gruppo di stazioni 14-18 a circa 30 metri dal margine esterno delle gabbie, a circa 60 metri sono state posizionate le stazioni dalla 19 alla 21, mentre a circa 120 metri il gruppo comprendenti le stazioni dalla 22 alla 25. Le ultime stazioni sono state posizionate rispettivamente a circa 200 metri (stt. 26-29) e a 300 metri (30-33) dall’impianto. Per motivi contingenti durante il campionamento a nessuna stazione è stato assegnato il numero 11, e questa numerazione è stata poi mantenuta per evitare errori nella riassegnazione degli identificativi. Le attività di campionamento si sono svolte il 28 e il 29 novembre 2002, utilizzando un’imbarcazione fornita dalla Sicilittica, dotata di un verricello adatto all’uso della benna e di strumenti di navigazione con un elevato livello di affidabilità, sì da permettere il posizionamento del battello sul punto-stazione con un margine di errore di pochi metri.

Sito di Trappeto

Per quanto riguarda il II sito di indagine (Trappeto) il piano di campionamento previsto si è discostato sensibilmente da quello del sito di Licata a causa della diversa tipologia dell’impianto di maricoltura. Infatti, nell’area indagata sono presenti 3 gabbie galleggianti Farmocean 4500 ed un modulo di sei gabbie galleggianti Farmocean Mark II. Per tale motivo nell’intorno di ciascuna struttura di allevamento sono state collocate 8 stazioni di campionamento, di cui quattro in prossimità dei vertici delle piattaforme e quattro ad una distanza di circa 100 metri dagli stessi vertici, per un totale di 32 punti di prelievo (fig. 3.2.2.). Sono state, inoltre, posizionate quattro stazioni (stt. 33-36) a circa 300 metri dalle gabbie poste più ad est ed altri quattro punti di prelievo (stt. 37-40) a circa 1000 metri di distanza dalle gabbie situate più ad ovest quali stazioni di controllo, allo scopo di valutare l’intensità dell’impatto delle attività di maricoltura sulla comunità bentonica e, di conseguenza, sull’ambiente marino circostante. Le attività di campionamento sono state effettuate nei giorni 4 e 5 novembre 2003.

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Diga di Levante

Antemura

Impianto gabbie

1

2

3

4

5 12

13

6

7

8

9

10

1419

22

20

23

24

25

26

27

30

31

32

3328

2921

15

16

17

18

10 m

5 m

0 300metri

Fig. 3.2.1.

11

109

12

14

1516

13

12

34

6

7

8

5

21

32

2324

1718

1920 31

2728

25 26

2930

36

35

34

33

37

38

39

40 0 500metri

38° 05’ N

13°

02’ E

13°

02’

38° 05’ N

13°

01’ E

25 m

30 m

35 m

Gabbie di allevamento

Stazioni di campionamento

Fig. 3.2.2.

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3.3. Metodi di prelievo

Macrobenthos e sedimenti

Sono stati prelevati due campioni di sedimento per ciascuna stazione, da destinare all’analisi della componente macrobentonica e all’analisi della struttura dei sedimenti superficiali, sia in termini granulometrici, sia per ciò che concerne il contenuto in sostanza organica. Per i campionamenti ci si è avvalsi della benna di Van Veen (fig. 3.3.1). Questo strumento è dotato di lunghe braccia fissate a ogni ganascia, dando così maggior potenza di leva per la chiusura. Inoltre le braccia fanno sì che la benna non sobbalzi sul substrato mentre l’imbarcazione rolla quando la benna si chiude. L’efficienza di campionamento di questa benna in differenti sedimenti è stata testata da Christie (1976) e Ankar et al.(1977-1979).

Fig. 3.3.1.

La scelta della benna è motivata dall'esigenza di effettuare prelievi puntiformi di volumi paragonabili di sedimento su superfici uguali; la benna van Veen è particolarmente affidabile per il prelievo di campioni di substrati mobili a granulometria fine. La benna adoperata in questa ricerca ha un’apertura di 0.1 m2 e volume pari a circa 17 litri. Il contenuto di ogni bennata, durante e dopo il lavaggio sulla tramoggia (fig. 3.3.2), è stato vagliato con un setaccio con maglia di 1 mm (fig. 3.3.3), in modo da separare dal sedimento gli organismi macrobentonici; questi sono stati conservati in un liquido fissativo composto da una miscela d’acqua di mare e formaldeide al 4%, colorata con rosa Bengala per evidenziare gli organismi vitali. I campioni di sedimento destinati all’analisi del carbonio organico sono stati immediatamente raffreddati a –20 °C.

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Fig. 3.3.2.

Fig. 3.3.3.

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3.4. Analisi di laboratorio

Macrozoobenthos

In laboratorio ogni campione è stato sottoposto a lavaggio in acqua corrente su un setaccio con maglia da 0,1 mm per eliminare la formaldeide e i residui di fango. Successivamente, sul macrobenthos è stato effettuato lo smistamento dei diversi gruppi tassonomici, durante il quale, per razionalizzare il lavoro di identificazione, sono stati separati i seguenti gruppi tassonomici:

• Molluschi • Anellidi Policheti • Crostacei Anfipodi • Crostacei Anisopodi • Crostacei Decapodi • Crostacei Isopodi • Echinodermi.

Ogni gruppo è stato conservato in alcol etilico a 70° e affidato a uno specialista per l’analisi tassonomica. Per lo smistamento e l'identificazione si è fatto uso di stereomicroscopio da dissezione a luce incidente e trasmessa e di microscopio a contrasto di fase. L'analisi tassonomica e la caratterizzazione ecologica delle specie sono state effettuate sulla base dell’informazione reperita nei testi di Campoy (1982), Chevreux & Fage (1925), Day (1967), Fauchald (1977), Fauvel (1923, 1927), Ingle (1993), Jones & Baxter (1987), Kussakin (1982), Lincoln (1979), Naylor (1972), Nordsieck (1972, 1982), Parenzan (1970; 1974-1976), Poppe & Goto (1991, 1993), Riedl (1991), Ruffo (1982, 1989, 1993, 1998), Sabelli et al. (1990), Sars (1899), Tebble (1966), Torelli (1982), Tortonese (1965), Zariquiey Alvarez (1968), nonché in numerose pubblicazioni di carattere tassonomico. La nomenclatura adottata è quella proposta nella Checklist delle Specie della Fauna Italiana, a cura di Minelli et al. (1995). E’ stato rilevato il peso umido di tutti i taxa raccolti in ogni stazione, con un grado di precisione del decimillesimo di grammo; nelle stazioni la biomassa è stata espressa in g m-2.

Sedimenti

I campioni destinati alle analisi granulometriche sono stati trattati in laboratorio con una soluzione di perossido di idrogeno al 6% allo scopo di rimuovere la sostanza organica. Questa, infatti, favorisce la formazione di aggregati, che potrebbero compromettere il risultato delle analisi successive a causa delle loro dimensioni apparenti, superiori a quelle delle particelle che li costituiscono. Dopo questo trattamento i sedimenti sono stati disidratati in un essiccatore a 100°C. Successivamente sono state estratte le componenti fangose e argillose di diametro inferiore a 63 µm con una metodica che consiste nello sciogliere 25 g di sedimento in 250 ml di acqua con l’aggiunta di 10 ml di una soluzione acquosa di sodio metafosfato (NaPO3)6 (Holme & McIntyre, 1971).

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Tale soluzione si prepara sciogliendo 5 g di sodio metafosfato in un litro di acqua. Si procede, quindi, ad agitare meccanicamente per 15 minuti i sedimenti. Dopo averli lasciati riposare per una notte, si agitano con lo stesso metodo per 15 minuti prima di passarli sul setaccio di 63 µm. In questa fase si sciacqua il campione sino a quando dal setaccio fuoriesce soltanto acqua limpida. Questa procedura permette di eliminare la frazione pelitica (silt e clay) dal campione, che viene essiccato nuovamente e setacciato attraverso una serie geometrica di setacci (scala di Wentworth). Tale procedura consente la separazione delle seguenti frazioni granulometriche:

• ghiaia (superiore ai 2 mm di diametro) • sabbia molto grossolana (compresa tra 2 e 1 mm) • sabbia grossolana (compresa tra 1 e 0.5 mm) • sabbia media (compresa tra 0.5 e 0.25 mm) • sabbia fine (compresa tra 0.25 e 0.125 mm) • sabbia molto fine (compresa tra 0.125 e 0.063 mm).

Le varie frazioni sono state infine pesate per mezzo di una bilancia analitica con un'approssimazione al centesimo di grammo. Il peso della frazione pelitica è ottenuto per differenza tra il peso iniziale del campione e la somma delle frazioni di diametro superiore a 63 µm. L’analisi del carbonio organico è stata, invece, effettuata con il metodo Walkley e Black (1934): una volta scongelato a temperatura ambiente per 24 h, il sedimento è stato essiccato all’aria per 24 h e poi in stufa a 40 °C per almeno 24 h; successivamente, una volta tornato a temperatura ambiente, è stato setacciato con maglia da 2 mm; il sottovaglio è stato riposto in barattoli da urine sterili e conservato in frigorifero fino all’operazione di misura, fatta con una complessa titolazione che richiede l’uso, in successione, di solfato d’argento, bicromato di potassio, acido solforico, acqua distillata, acido fosforico, acido 4-difenilamminsolfonato sodico e ferro-ammonio-solfato.

3.5. Tecniche di analisi dei dati

Le tecniche di analisi dei dati adottate in questo studio sono fra le più avanzate nel campo dell’Ecologia Numerica e per ciascuna di esse si fornisce una breve, ma completa, descrizione. Il lettore interessato a maggiori dettagli potrà comunque fare riferimento a Legendre & Legendre (1998).

Analisi delle Componenti Principali

L'Analisi delle Componenti Principali è la tecnica di ordinamento più semplice, nel senso che essa opera esclusivamente una rotazione rigida degli assi dello spazio multidimensionale dei dati in modo tale da orientarli in maniera coerente con i pattern di dispersione dei dati stessi. Ciò consente di rappresentare un insieme di dati in maniera più efficace anche in un numero ridotto di dimensioni, cioè in un sistema di assi ortogonali (le Componenti Principali) definiti come combinazioni lineari dei descrittori originali. Inoltre, è possibile ottenere anche una rappresentazione delle relazioni fra i descrittori stessi e fra questi ultimi e le Componenti Principali.

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Come per la maggior parte delle tecniche di ordinamento, anche per l'Analisi delle Componenti Principali è necessaria l'estrazione di autovalori ed autovettori da una matrice. Nel caso specifico si tratta in genere di una matrice di covarianza o di correlazione. La procedura di calcolo prevede che i dati siano organizzati in una matrice Xnxp, dove n sono le osservazioni e p i descrittori. Gli elementi della matrice X dei dati bruti vengono quindi centrati sulle p colonne (cioè sui descrittori), in modo da ottenere una matrice Y di eguale dimensione:

∑=

−=n

iijijij x

nxy

1

1

Moltiplicando la matrice Y per la sua trasposta Y' e dividendo il prodotto per il numero di osservazioni n si ottiene la matrice S, che è la matrice di covarianza dell'insieme dei dati originali contenuti nella matrice X:

YY'Sn1

=

In realtà, va sottolineato il fatto che, pur essendo prassi abbastanza consolidata, la divisione per n del prodotto Y'Y, non è strettamente necessaria, poichè tale operazione non ha alcuna influenza sul risultato finale dell'analisi. Si procede quindi ad estrarre gli autovalori λk (k=1,2,...,m) e gli autovettori ujk (j=1,2,...p; k=1,2,...,m) della matrice S. Si noti che il numero m di autovalori ed autovettori da estrarre può essere fissato a piacere: in molti casi è sufficiente considerare i primi 2 o 3 autovalori, in ordine decrescente. Le coordinate fij (o scores) delle osservazioni riferite al nuovo sistema di assi, cioè alla Componenti Principali, si calcolano moltiplicando la matrice dei dati centrati Y per la matrice U degli autovettori (o loadings). Da un punto di vista pratico, la rappresentazione delle osservazioni nello spazio definito dalle Componenti Principali (modello di ordinamento) si può effettuare in una, due o tre dimensioni. Tuttavia, la rappresentazione di gran lunga più comune è quella che si ottiene nel piano definito da una coppia di Componenti Principali. La qualità della rappresentazione ottenuta si può valutare sulla base degli autovalori estratti. La percentuale di varianza spiegata dalla prima Componente Principale è pari al rapporto fra il primo autovalore e la traccia della matrice S e così via. Infine, è possibile proiettare anche i descrittori nello spazio delle Componenti Principali. Le coordinate gjk (j=1,2,...p; k=1,2,...,m) dei descrittori si ottengono moltiplicando ciascun autovettore per la radice quadrata dell'autovalore corrispondente:

kjkjk ug λ=

La proiezione dei descrittori deve essere interpretata in maniera leggermente diversa da quella delle osservazioni. In quest'ultimo caso, infatti, è la distanza fra

53

i punti che consente valutare la somiglianza delle osservazioni, mentre nel primo caso sono piuttosto gli angoli che formano i vettori che identificano i punti-descrittore nello spazio delle Componenti Principali a rappresentare le relazioni fra i descrittori stessi. Le correlazioni fra Componenti Principali e descrittori originali possono essere calcolate semplicemente dividendo per la deviazione standard sj le coordinate gjk dei descrittori. L'Analisi delle Componenti Principali richiede, per una corretta applicazione, che i descrittori siano di tipo quantitativo e che la loro distribuzione sia di tipo normale. Inoltre, si assume che essi siano legati da relazioni lineari e che la matrice dei dati non contenga un numero eccesivo di zeri. Nel caso in cui i descrittori non siano dimensionalmente omogenei, infine, è opportuno effettuare l'analisi su una matrice di correlazione: ciò si ottiene standardizzando i dati bruti o, ancor più semplicemente, dividendo ogni elemento di Y per la deviazione standard sj del descrittore corrispondente.

Analisi delle Coordinate Principali

Nel campo della ricerca ecologica non sempre gli insiemi di dati posseggono le proprietà necessarie ad una corretta applicazione dell'Analisi delle Componenti Principali. Si consideri il caso tipico di una lista di specie osservate in un certo numero di campioni: spesso l'informazione è espressa mediante una codifica binaria (presenza/assenza) ed anche nei casi in cui sono disponibili le abbondanze, queste ultime non sono certamente distribuite in modo normale. Inoltre, il numero di zeri, cioè di assenze di specie dai campioni esaminati, è molto spesso addirittura superiore al numero dei valori non nulli. In questi casi esistono numerose misure di similarità e/o di distanza che si prestano a rappresentare al meglio le relazioni fra gli oggetti (campioni). Ai fini dell’applicazione dell’Analisi delle Cordonate Principali e di altri metodi di analisi (ANOSIM e test di Mantel, vedi sezioni successive) sono state utilizzate due misure di dissimilarità dei campioni di macrofauna bentonica, ovvero quella di Bray-Curtis e quella di Jaccard. La seconda non è altro che il rapporto fra il numero di specie comuni a due campioni ed il numero totale di specie presenti nell’uno o nell’altro campione, mentre la prima si calcola come il rapporto fra la somma delle differenze in valore assoluto fra le abbondanze di tutte le specie presenti in due campioni e la somma delle loro somme, ovvero:

( )∑

∑

=

=

+

−= s

kjkik

s

kjkik

ij

xx

xxD

1

1

Un ordinamento degli oggetti nello spazio definito da una qualsiasi matrice di distanza o di dissimilarità, a condizione che essa goda di tutte le proprietà metriche, può essere ottenuto mediante l'Analisi delle Coordinate Principali (Gower, 1966). Tale tecnica di ordinamento ha la proprietà di preservare al meglio le distanze originali fra gli oggetti nello spazio ridotto definito dagli assi principali.

54

La matrice Dnxn delle distanze o similarità fra gli n oggetti viene dapprima trasformata nella matrice ∆:

D21

−=∆

La matrice C viene quindi ottenuta centrando la matrice ∆ in modo tale che l'origine del sistema di assi che sarà definito si trovi nel centroide degli oggetti:

∑∑∑∑= ===

−−−=n

h

n

khk

n

kkj

n

hihijij nnn

c1 1

211

111δδδδ

dove il secondo ed il terzo termine rappresentano le medie di riga e di colonna della matrice ∆ (equivalenti nel caso di una matrice simmetrica) e l'ultimo termine rappresenta la media generale di questa stessa matrice. Si calcolano quindi gli autovalori λj (j=1,2,...,m; m≤n-1) e gli autovettori uij (i=1,2,...,n; j=1,2,...,m) della matrice C. Le Coordinate Principali fij degli oggetti si ottengono moltiplicando gli autovettori per la radice quadrata dell'autovalore corrispondente:

ijjij uf ⋅= λ

Anche in questo caso la qualità dell'ordinamento ottenuto per ciascun asse principale può essere valutata sulla base del rapporto fra l'autovalore corrispondente e la somma degli autovalori estratti.

Clustering Gerarchico (algoritmo UPGMA)

Gli algoritmi di clustering gerarchico utilizzano una matrice di similarità (o distanza) fra gli oggetti come base per l'aggregazione di questi ultimi. E' importante sottolineare il fatto che la scelta del coefficiente di similarità (o distanza) risulta in molti casi addirittura più determinante di quella dell'algoritmo di clustering ai fini del conseguimento dei risultati desiderati. Tale scelta, dunque, deve essere preceduta da una accurata esplorazione dell'informazione disponibile e da una chiara identificazione del tipo di relazione fra gli oggetti che si intende rappresentare. I risultati di una procedura di clustering gerarchico possono essere reppresentati in diversi modi, anche se in prevalenza si preferisce utilizzare un dendrogramma. I legami orizzontali in un dendrogramma vengono chiamati nodi, mentre le linee verticali sono dette internodi. La distanza di un nodo dalla base del dendrogramma è proporzionale alla similarità (o distanza) fra i due oggetti o gruppi di oggetti di cui il nodo rappresenta la fusione. La similarità (o distanza) è di solito riportata su una scala al lato del dendrogramma. La disposizione relativa degli oggetti alla base del dendrogramma è vincolata solo in parte dalla struttura di quest'ultimo e, entro questi limiti, gli oggetti possono essere liberamente riarrangiati. Fra i diversi algoritmi di clustering gerarchico una categoria molto importante è quella basata su misure di distanza (o similarità) media fra i gruppi. Le varianti

55

possibili sono quattro e derivano dalla combinazione di due scelte: il peso attribuito ai gruppi, che può essere uguale o proporzionale alla loro dimensione, e la procedura di calcolo della distanza inter-gruppo, che può essere basata sulla media delle distanze fra singoli oggetti o sulla distanza fra i centroidi dei gruppi. La tabella che segue fornisce un quadro d'insieme delle varie possibilità:

Distanza fra gruppi definita come: distanza media fra gli

oggetti distanza fra i

centroidi dei gruppi

pesi uguali clustering medio (UPGMA)

clustering centroide (UPGMC)

pesi proporzionali clustering a pesi proporzionali (WPGMA)

clustering mediano (WPGMC)

Per ciascun algoritmo di clustering è indicata fra parentesi la denominazione utilizzata da Sneath & Sokal (1973). Il clustering medio (unweighted arithmetic average clustering, Rohlf, 1963), indicato in grassetto nella tabella, utilizza come criterio per la fusione di due gruppi di oggetti la media aritmetica delle distanze (o delle similarità) fra tutti gli oggetti dei due gruppi e ad ogni oggetto viene attribuito lo stesso peso. Questo algoritmo è stato utilizzato per le applicazioni di cui alle sezioni successive di questo rapporto.

Test di Mantel

Questo test, di recente introduzione in campo ecologico, è stato sviluppato in origine per lo studio della distribuzione spaziale dell'occorrenza di casi di tumori (Mantel, 1967). Esso consente di ottenere una misura del grado di correlazione esistente fra due matrici di distanze (di cui una può essere di tipo geografico) o di similarità. L'ipotesi nulla che viene testata è quella di indipendenza fra le due matrici analizzate, mentre il livello di probabilità relativo al valore della statistica viene calcolato sulla base di una procedura iterativa. La statistica Z di Mantel, che esprime il grado di correlazione fra la struttura delle due matrici, si calcola come la somma dei prodotti degli elementi corrispondenti delle due matrici di distanza, esclusi quelli sulla diagonale. Se gli elementi di ciascuna delle due matrici vengono preventivamente centrati e standardizzati, allora la statistica di Mantel (indicata in questo caso come R) risulta standardizzata ed assume lo stesso significato e lo stesso intervallo di variazione di un coefficiente di correlazione di Bravais-Pearson. Il livello di probabilità associato al valore della statistica di Mantel si calcola sulla base di una procedura iterativa che prevede la permutazione casuale delle righe e delle colonne di una delle due matrici ed il ricalcolo della statistica di Mantel per un numero sufficientemente alto di volte. Il valore della statistica ottenuto per le matrici originali viene confrontato con la distribuzione empirica di quelli ottenuti ripetendo il calcolo su matrici permutate aleatoriamente: la percentuale delle iterazioni in cui si è ottenuto un valore inferiore a quello originale corrisponde al livello di probabilità di quest'ultimo. Dal punto di vista

56

pratico si rigetterà l'ipotesi nulla di indipendenza fra le matrici se almeno il 95% o il 99% dei valori ottenuti per le matrici permutate è inferiore (o superiore) a quello originale. Questo tipo di procedura consente, inoltre, di ottenere anche un'altra forma di standardizzazione della statistica di Mantel, che non richiede di intervenire sulle matrici originali. Questa standardizzazione, proposta da Hubert, si effettua riscalando il valore originale di Z rispetto al minimo ed al massimo ottenuti durante la procedura iterativa di permutazione delle matrici e ricalcolo di Z, che vengono assunti come estremi teorici della variazione della statistica (e cioè come -1 e 1, rispettivamente). Il significato di questa forma di standardizzazione è interessante soprattutto perchè essa viene effettuata in rapporto alla specifica natura delle matrici sottoposte al test: in altre parole anche una correlazione debole, purchè sia realmente la migliore ottenibile sulla base dei dati originali, fa assumere a R un valore pari a 1 (che corrisponderà, evidentemente ad un livello di probabilità P(R) prossimo al 100%). Dunque, questa forma di standardizzazione fornisce una misura del livello di correlazione relativa fra le matrici analizzate, mentre quella precedentemente illustrata fornisce una misura assoluta. Nel caso dei dati analizzati in questo documento, le misure di dispersione utilizzate sono la dissimilarità di Jaccard e quella di Bray-Curtis per i dati faunistici e la distanza di Manhattan per i dati sedimentologici. Quest’ultima è detta anche city-block distance perché corrisponde alla distanza che separa due punti di un’immaginaria città tenendo conto della presenza degli isolati, ma, più in generale, rappresenta la somma delle differenze in valore assoluto fra le diverse variabili di due osservazioni multivariate, ovvero:

∑=

−=s

kjkikij xxD

1

ANOSIM (ANalysis Of SIMilarities)

Il test ANOSIM (acronimo per ANalysis Of SIMilarities) è una procedura non-parametrica che consente di verificare se le differenze fra due o più gruppi di osservazioni multivariate sono significative o meno (Clarke, 1993). Il test può essere effettuato su una qualunque misura di distanza o di dissimilarità fra le osservazioni da analizzare ed è concettualmente affine al Multidimensional Scaling Non-Metrico (NMDS) per il fatto che utilizza il rango delle distanze (o dissimilarità) piuttosto che i loro valori effettivi. Come tutti i test parametrici e non-parametrici che testano le differenze fra gruppi, è opportuno operare in condizioni di eteroscedasticità il più possibile ridotta, ovvero evitando di confrontare gruppi la cui variabilità interna sia troppo diversa. Purtroppo, poiché non esistono procedure che consentano di stimare la soglia critica di eteroscedasticità accettabile per determinato insieme di dati e per una determinata misura di distanza o dissimilarità, la valutazione della corretta applicazione del test non può che essere affidata ad una valutazione euristica, confidando nella robustezza del test rispetto a deviazioni dalle condizioni di applicazione ideali. Ai fini del calcolo della statistica R, su cui è basato il test, si devono trasformare i singoli elementi della matrice di distanza o dissimilarità nei rispettivi ranghi,

57

calcolando poi il rango medio delle distanze o dissimilarità intra-gruppo (rw) e di quelle inter-gruppo (rb). Se N è la dimensione della matrice analizzata, la statistica R si ottiene poi come:

4/)1( −−

=NN

rrR wb

__ _ _ _ _ _ _ _ __ _ ___

Valori positive di R indicano che le distanze fra gruppi sono maggiori di quelle all’interno dei gruppi. Per testare la significatività della statistica R si confornta il valore osservato con una distribuzione empirica dei valori della stessa statistica ottenuti permutando aleatoriamente righe e colonne della matrice analizzata un numero molto elevato di volte (ciò equivale a riassegnare ciascuna osservazione ad un gruppo a caso). Se il valore osservato di R è maggiore del 95% o del 99% dei valori ottenuti con le permutazioni casuali della matrice analizzata, si può concludere che esso sia significativo e che di conseguenza lo siano le differenze fra i grupi di osservazioni. Il test viene effettuato abitualmente ad una coda perché è discutibile il significato di un valore negativo di R (che pure a volte si osserva). Infatti, ciò implicherebbe una eterogeneità intra-gruppo maggiore di quella inter-gruppo, ma è evidente che questa condizione non può che originare da condizioni fortuite. Infatti, nel caso di osservazioni assegnate a caso ai diversi gruppi, il valore di R dovrebbe tendere a zero, perché non ci sarebbero differenze fra le distanze o dissimilarità intra-gruppo e quelle inter-gruppo.

Indicator Species Analysis

Al fine di valutare con esattezza quali siano gli elementi faunistici o floristici più caratterizzanti di una serie di osservazioni ripartite in gruppi o classi definite a priori, si può fare ricorso ad una tecnica di recente introduzione, nota come Indicator Species Analysis (Dufrene & Legendre, 1997). Questa consente di valutare il valore delle singole specie come indicatrici di particolari condizioni ambientali o, comunque, di condizioni che caratterizzano un gruppo di osservazioni. La procedura di calcolo è estremamente semplice e combina le informazioni relative alla densità delle specie con quelle relative alla costanza della loro presenza in un gruppo di osservazioni, restituendo per ogni gruppo di osservazioni un valore indicatore (indicator value o INDVAL) per ogni specie analizzata. Se A è una matrice in cui le n righe rappresentano altrettanti campioni e le s colonne altrettante specie e se i campioni sono ripartiti fra g gruppi di numerosità nk, allora aijk è l'abbondanza della j-ma specie nell'i-mo campione che appartiene al gruppo k. Si può quindi calcolare l'abbondanza media xkj della specie j nel gruppo di campioni k:

∑=

=kn

i k

ijkkj n

ax

1

e da questa l'abbondanza relativa RAkj della specie j nel gruppo di campioni k:

58

∑=

= g

kkj

kjkj

x

xRA

1

Successivamente si deve calcolare la frequenza media RFkj della presenza di una specie j nel gruppo di campioni k. Per ottenere tale frequenza si trasforma innanzitutto la matrice A in una matrice binaria B e quindi si calcola:

∑=

=kn

i k

ijkkj n

bRF

1

Combinando abbondanze relative (RA) e frequenze medie (RF) si ottiene quindi il valore indicatore (IV), che può essere poi espresso come una percentuale:

100⋅⋅= kjkjkj RFRAIV Il valore indicatore più elevato riscontrato per ciascuna specie fra i diversi gruppi di campioni è quindi considerato come il valore indicatore generale per la specie in esame. La significatività dei valori indicatori viene poi testata utilizzando una tecnica di Monte Carlo, cioè confrontando i valori indicatori osservati per ciascuna specie con una distribuzione empirica di riferimento generata riassegnando casualmente i singoli campioni ai diversi gruppi e ricalcolando i valori indicatori per un numero molto elevato di volte (es. 1000 volte). In particolare, saranno considerati significativi i valori indicatori per i quali il valore osservato supera almeno il 95% di quelli ottenuti per permutazione aleatoria dell'insieme dei dati.

59

4. Risultati

4.1. Macrozoobenthos

Analisi descrittiva.

Nelle due aree d’indagine sono stati raccolti e classificati complessivamente 25307 organismi del macrobenthos, rappresentativi di 282 taxa. Per 960 di essi, pari al 3,8%, non è stato possibile estendere la classificazione fino al livello di specie; di questi, 918 appartengono al genere Chaetozone (Polychaeta), attualmente in fase di revisione sistematica. Nei 33 campioni prelevati nell’area di Licata sono stati rinvenuti 16254 individui, ripartiti in 173 taxa; I 40 campioni di macrobenthos raccolti nell’area di Trappeto hanno fornito 9053 individui, che dopo l’analisi tassonomica sono risultati appartenere a 201 taxa. Nell’area di Licata i Policheti costituiscono il syntaxon maggiormente rappresentato sia nel numero di individui (fig. 4.1.1) sia nel numero di specie (fig. 4.1.2.); appartengono a questa classe, infatti, 13319 individui, pari all’82% di quelli raccolti, ripartiti in 95 taxa, che rappresentano il 56% del totale. Dopo i Policheti, il gruppo tassonomico maggiormente rappresentato, sia pur con valori dieci volte inferiori e con due sole specie, è l’ordine degli Anisopodi (Crustacea), di cui sono stati rinvenuti 1345 individui, tutti appartenenti alla specie Apseudes acutifrons, tranne due, ascritti alla specie co-generica Apseudes latreillii. Seguono i Molluschi, con 804 individui e 30 specie, e i crostacei Anfipodi, con 652 individui e 28 specie. Anche in termini di biomassa il gruppo tassonomico più importante è il phylum Polychaeta, seguito dai Molluschi, dai crostacei Decapodi e dagli Echinodermi (Fig. 4.1.3); ciò è in contrasto con i dati solitamente attesi, stante l’elevato peso specifico della conchiglia dei Molluschi; il numero relativamente elevato di esemplari di Phylo ligustica, un polichete di dimensioni cospicue, e l’elevatissimo numero di individui di Capitella capitata (Polychaeta) spiegano l’apparente anomalia.

60

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000

Policheti

Anisopodi

Molluschi

Anfipodi

altri gruppi

individui

Fig. 4.1.1.

0 20 40 60 80 100

Policheti

Anisopodi

Molluschi

Anfipodi

Decapodi

altri gruppi

taxa

Fig. 4.1.2.

61

0 50 100 150 200

Policheti

Molluschi

Decapodi

Echinodermi

altri gruppi

g

Fig. 4.1.3.

Come a Licata, anche nell’area di Trappeto i Policheti costituiscono il syntaxon dominante per quanto concerne il contributo all’abbondanza totale (6422 individui) e alla ricchezza specifica (98 taxa) (Figg. 4.1.4 e 4.1.5); seguono i Molluschi, con 1644 individui ripartiti in 52 specie, i crostacei anfipodi, con 434 individui e 17 taxa, e poi Decapodi, Echinodermi e Anisopodi. Ultimi in ordine di importanza quantitativa gli Isopodi, presenti, peraltro, con un numero di specie uguale a quello degli Anisopodi.

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000

Policheti

Molluschi

Anfipodi

Decapodi

Echinodermi

altri gruppi

individui

Fig. 4.1.4.

62

0 20 40 60 80 100 120

Policheti

Molluschi

Anfipodi

Decapodi

Echinodermi

altri gruppi

taxa

Fig. 4.1.5.

Il contributo più alto alla biomassa raccolta nell’area di Trappeto è stato dato dagli Echinodermi, in virtù della presenza di tre esemplari di Schizaster canaliferus, un echinoide irregolare di grosse dimensioni; seguono i Molluschi e i Policheti (Fig. 4.1.6.).

0 20 40 60 80 100 120 140

Policheti

Molluschi

Anfipodi

Decapodi

Echinodermi

altri gruppi

g

Fig. 4.1.6.

Aspetti strutturali.

In quasi tutte le zoocenosi può essere identificato un nucleo fondamentale costituito da un numero limitato di specie, indipendentemente dal numero totale di taxa presenti; quest’ultimo può essere anche molto elevato, ma in generale ciò è dovuto alla presenza di molte specie occasionali o rare, che, se sono importanti da un punto di vista zoologico, di solito non forniscono un contributo determinante alla struttura della comunità, né sono utilizzabili per la caratterizzazione ecologica di un biotopo. Le specie del nucleo sono state

63

individuate sulla base dei valori di dominanza (D), che è l'importanza quantitativa espressa in percentuale sul totale degli individui rinvenuti; per entrambe le aree il numero di specie del pool è stato fissato, con modalità arbitraria, in 7 taxa; a questo appartiene il 70% degli esemplari raccolti a Licata e il 47% di quelli rinvenuti nei campioni di Trappeto (figg. 4.1.7. – 4.1.10.); la ripartizione della dominanza differisce nelle due aree anche e soprattutto nella composizione specifica: solo due specie (i policheti Lumbrineris latreillii e Laonice cirrata) compaiono in entrambi i pool. Le altre specie sono, in ordine di dominanza decrescente: Capitella capitata, Apseudes acutifrons, Chaetozone sp. 1, Malacoceros fuliginosus e Phylo ligustica per l’area di Licata; Aponuphis bilineata, Tellina donacina, Thyasira flexuosa, Clymenura clypeata e Notomastus aberans per l’area di Trappeto.

C. capitata

A. acutifrons

L. latreillii

L. cirrata

Chaetozone sp. 1

M. fuliginosus

P. ligustica

altri taxa

Fig. 4.1.7. Area di Licata. Ripartizione della dominanza.

A. bilineata

L. latreilliiT. donacina

T. f lexuosa

C. clypeata

N. aberans

L. cirrata

altri taxa

Fig. 4.1.8. Area di Licata. Ripartizione della biomassa.

64

P. ligustica

C. capitata

P. aperta

L. cirrataC. tentaculata

M. fuliginosus

altri taxa

Fig. 4.1.9. Area di Trappeto. Ripartizione della dominanza.

S. canaliferus

T.donacina

D. inaequicostatum

T. communis

T. serrata

G. unicornis

altri taxa

Fig. 4.1.10. Area di Trappeto. Ripartizione della biomassa.

Dei taxa componenti i due pool, 9 sono policheti, due (T. donacina e T. flexuosa) sono molluschi bivalvi e uno (A. acutifrons) è un crostaceo anisopode. L. latreillii è una specie tipica di sedimenti arricchiti di sostanza organica, così come C. capitata; quest’ultima, in particolare, è indicatrice di inquinamento organico quando presente con alti valori di dominanza. A. acutifrons è rinvenibile soprattutto su substrati sabbiosi. Oltre alla dominanza, per l’analisi descrittiva della comunità bentonica di fondo mobile sono stati presi in considerazione tre parametri strutturali: l’abbondanza totale (A), la ricchezza specifica (RS) e la diversità di specie. La prima è il numero complessivo di individui raccolti in una stazione; la ricchezza specifica è il numero dei taxa rinvenuti in una stazione; la diversità di specie, infine, è un parametro ottenuto rapportando i primi due tra loro e con i dati relativi all’intero stock campionato. Per l’analisi di questo parametro esistono diversi indici; in questo studio è stato utilizzato l’indice di diversità di Shannon, H’ (Pielou, 1966).

65

Nell’area di Licata l’abbondanza totale tende ad attestarsi su valori più alti nelle stazioni vicine alle gabbie (da 1 a 10, fig. 2.2.1), mentre assume valori mediamente più bassi nelle altre; al contrario, la ricchezza specifica tende ad assumere valori mediamente più alti nelle stazioni del secondo gruppo, e si attesta su valori sensibilmente più bassi in quelle più vicine alle gabbie, fatta eccezione per la stazione 3 (fig. 4.1.11.).

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1 3 5 7 9 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32

stazioni

indi

vidu

i

01020304050607080

taxa

A RS

Fig. 4.1.11. La differenza tra le stazioni vicine alle gabbie e le altre appare anche più chiara dall’esame della diversità di specie (fig. 4.1.12.): se si eccettua la stazione 3, la diversità oscilla intorno a valori molto bassi nelle stazioni del primo gruppo, per attestarsi intorno a 4 in quasi tutte quelle del secondo, con una differenza di quasi cinque unità tra il minimo e il massimo, registrati, rispettivamente, nella stazione 7 e nella stazione 22.

0

1

2

3

4

5

6

1 3 5 7 9 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32

stazioni

H'

Fig. 4.1.12.

66

Per quanto riguarda l’area di Trappeto, dall’esame dell’andamento dei primi due parametri non emergono differenze significative tra le stazioni poste nelle immediate vicinanze delle gabbie (1-4, 9-12, 17-20) e quelle situate a circa 100 m dalle prime (fig. 2.2.2); anche nei due gruppi di stazioni più distanti dall’impianto non emergono variazioni significative (fig. 4.1.13.).

0

100

200

300

400

500

600

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 24 26 28 30 32 34 36 38 40

stazioni

indi

vidu

i

01020304050607080

taxa

A RS

Fig. 4.1.13. L’esame della diversità di specie conferma ed evidenzia quanto emerso dai dati di abbondanza totale e di ricchezza specifica (fig. 4.1.14.): i valori di tutte le stazioni oscillano tra 4 e 5, con uno scarto tra il minimo (stazione 19) e il massimo (stazione 21) di poco superiore all’unità.

0

1

2

3

4

5

6

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 24 26 28 30 32 34 36 38 40

stazioni

H'

Fig. 4.1.14.

67

Aspetti trofici. In uno studio di carattere ecologico l’analisi trofica della comunità è di primaria importanza, in quanto il comportamento alimentare degli organismi bentonici è strettamente correlato, oltre che alla disponibilità del cibo, a fattori ambientali quali la natura del substrato, il contenuto in sostanza organica, la profondità, l’idrodinamismo, l’esposizione. Gli organismi poco o per nulla eclettici sul piano alimentare, che potremmo definire stenotrofici, forniscono indicazioni utili a indagare sulla prevalenza o meno di uno o più parametri ambientali. L’analisi trofica fornisce un quadro delle modalità in cui l’energia solare, convertita e immagazzinata in forma chimica dai vegetali mediante la fotosintesi, viene distribuita nella zoocenosi; essa consiste, in estrema sintesi, nello studio delle relazioni alimentari tra le specie. La dieta di un organismo può essere studiata in laboratorio o dedotta dall’esame degli adattamenti morfo-funzionali connessi con l'alimentazione. Nel primo caso si ottengono dati certi, sia che si lavori con animali vivi a cui si somministrano diete differenziate, sia che si proceda all’analisi dei contenuti gastrici; i dati raccolti con procedimenti deduttivi, al contrario, sono solo indicativi. Quando si classificano gli organismi in categorie trofiche bisognerebbe basarsi su informazioni certe; la dieta "reale" di una specie, però, è generalmente difficile da indagare, e spesso presenta variazioni tra le diverse popolazioni. Alcune specie, infatti, possono manifestare, in condizioni ambientali diverse, comportamenti alimentari alternativi, come, ad esempio, il polichete Owenia fusiformis: in sedimenti scarsamente arricchiti in materiale organico e in un regime idrodinamico tale da garantire la risospensione di particolato organico, quest’organismo si comporta da sospensivoro; laddove si verificano condizioni di ridotto idrodinamismo, che favoriscono la sedimentazione di detrito organogeno, esso presenta un comportamento alimentare da detritivoro. Un comportamento trofico alternativo è attuato anche da specie erbivore quando, ad esempio, si nutrono di detrito vegetale. L’eclettismo alimentare può contribuire in modo significativo all’omeostasi della comunità. La categoria trofica di un organismo animale può essere definita come l’insieme delle relazioni tra la composizione delle particelle di cibo, le loro dimensioni e il meccanismo implicato nell'assunzione. Per ciò che concerne le dimensioni delle particelle è possibile fare una prima suddivisione degli animali raccolti in due categorie: quella dei Macrofagi, che si nutrono di grosse particelle raccolte e manipolate una ad una, e quella dei Microfagi, che si alimentano attraverso l'ingestione non selettiva di ammassi di piccole particelle. Sulla base della composizione e delle modalità di raccolta del cibo ciascuna categoria è stata divisa, a sua volta, in tre gruppi funzionali o trofici: i Macrofagi, in Carnivori, Erbivori e Onnivori; i Microfagi, in Sospensivori, Detritivori e Limivori. Per ciascuna categoria si forniscono, nel seguito, informazioni riguardo alla composizione della dieta, alle modalità di assunzione del cibo, all’interazione con il substrato e alle specie più rappresentative in termini di biomassa rinvenute nelle aree di campionamento; nell’analisi trofica il dato di biomassa è più significativo di quello di dominanza, in quanto a una maggior quantità di materia organica corrisponde un maggior flusso energetico, indipendentemente dal numero di organismi.

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- I Carnivori sono organismi solitamente mobili che si nutrono di prede vive e/o di resti di animali morti. Gli adattamenti sviluppati da queste specie per la cattura delle loro prede sono molteplici: i Policheti predatori, come, ad esempio, Glycera rouxi e Nephtys hombergi, sono in gran parte provvisti di una proboscide estroflettibile, armata di un apparato mascellare all'estremità, che permette loro di afferrare la preda. Tra i Molluschi molti Gasteropodi Prosobranchi sono capaci di praticare, con la radula, un foro circolare nella conchiglia di determinati Bivalvi, loro preda abituale. Carnivori tipici sono anche la maggior parte dei Crostacei Decapodi, prevalentemente necrofagi, gli Echinodermi appartenenti alle classi degli Asteroidi e degli Ofiuroidi, e gli Cnidari. La distribuzione dei rappresentanti di questa categoria funzionale è indipendente dalla profondità, in quanto questi organismi, legati troficamente alle loro prede, sono solo indirettamente correlati con i parametri abiotici, come la natura del substrato, l’idrodinamismo e la luminosità, che formano gradienti associati a quello batimetrico.

- Gli Erbivori sono organismi mobili; si nutrono in prevalenza della microflora unicellulare (Diatomee e Cianoficee) e delle microalghe che vivono in epibiosi su alcune metafite (Posidonia oceanica e macroalghe) e sulla roccia. E' questo il caso di alcuni Rissoidi (Molluschi Gasteropodi) che vivono sulle foglie di P. oceanica e sul tallo di molte macroalghe fotofile, i quali raschiano il substrato per mezzo della radula per distaccarne la pellicola epifitica. Questa categoria trofica è ben rappresentata nelle comunità superficiali di substrato duro, dove l’abbondanza di macroalghe fornisce una vasta superficie per lo sviluppo della microflora epifita. Nelle biocenosi di fondo mobile, come quelle in esame, gli Erbivori sono pressoché assenti.

- Con la denominazione Onnivori sono state indicate tutte quelle specie che hanno un’attribuzione trofica incerta o presentano una dieta molto varia. In questa categoria sono stati inclusi i Policheti appartenenti alle famiglie Onuphidae, Eunicidae, Lumbrineridae, Arabellidae e Dorvilleidae, caratterizzati dall'avere un apparato boccale ben sviluppato, tale da far supporre la loro appartenenza alla categoria dei Carnivori. Tuttavia, l'opportunismo alimentare che caratterizza queste specie non ne permette una loro precisa collocazione. Gli Onnivori, in ragione dell’ampio spettro di risorse a cui possono attingere, sono ben rappresentati a tutte le profondità e non mostrano una correlazione significativa con il tipo di substrato.

- I Sospensivori sono organismi scarsamente o per nulla mobili che vivono generalmente fissati al substrato o al suo interno. Si nutrono di particolato organico in sospensione nella colonna d'acqua, che raccolgono secondo diverse modalità. L'evoluzione di questo tipo di raccolta del cibo sembra essere avvenuta secondo due linee: una, detta filtrazione passiva, consiste nel generare deboli correnti e nel realizzare una filtrazione grossolana e non selettiva attraverso un'ampia superficie di raccolta; l'altra, detta filtrazione attiva, unisce la messa in atto di correnti energiche con una filtrazione spinta sul filtro branchiale. Il primo tipo è comune nei Policheti Sabellidi (ad esempio quelli del genere Chone) che vivono infossati nel sedimento, filtrando il materiale in sospensione mediante una corona di tentacoli ciliati che si proietta al di sopra del capo nella colonna d’acqua. Questa modalità di raccolta si rinviene anche nel polichete Owenia fusiformis, che,

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all’occorrenza, può comportarsi da detritivoro. Il secondo tipo di filtrazione è caratteristico di molte specie di Tunicati e di Molluschi Bivalvi di biocenosi superficiali, sia di substrato duro, come Lithophaga lithophaga e Mytilus galloprovincialis, sia di fondo mobile, come Tapes decussatus e Chamelea gallina; quelle di substrato mobile sono provviste di due sifoni, uno inalante e uno esalante, che, emergendo dal sedimento in cui l'animale è infossato, lo mettono in contatto con il corpo idrico sovrastante. L'acqua introdotta attraverso il sifone inalante viene convogliata, per mezzo di un epitelio ciliato, sulle lamelle branchiali, dove viene privata del particolato organico per poi essere espulsa dal sifone esalante. I Sospensivori popolano, quasi esclusivamente, i substrati duri superficiali e i fondali sabbiosi poco profondi con scarso contenuto in peliti e in sostanza organica; questi sono ambienti a elevata energia idrodinamica, dove la risospensione di particolato organico è pressoché continua. In zone a più basso idrodinamismo, poste a maggiori profondità, i Sospensivori possono essere disturbati dall'eccesso di sedimentazione che può occludere i loro apparati di filtrazione. Inoltre, il rimaneggiamento del sedimento operato dai Detritivori, che in queste zone trovano un ambiente più idoneo, ne riduce la compattezza. Tale instabilità dei sedimenti, secondo l’ipotesi dell'amensalismo, inibisce ulteriormente l'insediamento delle popolazioni di Sospensivori, in quanto le larve che riescono a fissarsi al substrato vengono sepolte dal sedimento o mangiate dagli stessi Detritivori. Ciò non si verifica nelle biocenosi superficiali, dove la scarsa sedimentazione fa sì che non vi sia cibo sufficiente per una massiccia presenza di Detritivori.

- La categoria funzionale dei Detritivori è generalmente quella meglio rappresentata nei fondi mobili non superficiali, sia in termini quantitativi sia in numero di specie. Ciò è dovuto, oltre all’amensalismo, all'elevata abbondanza di detrito, che costituisce la principale fonte di alimento in questi ambienti. Il detrito, di origine sia animale sia vegetale, è costituito da due frazioni: il materiale organico in decomposizione, spesso nella forma di polimeri di carboidrati come la cellulosa, e il film di microrganismi presente su di esso. Generalmente è la frazione vivente, costituita soprattutto da batteri, microalghe e protozoi, ad essere digerita dagli animali, mentre la frazione non vivente viene espulsa. Le modalità di raccolta del cibo e gli adattamenti morfologici sviluppati da questi organismi nel corso dell'evoluzione sono altamente diversificati. In molti detritivori la raccolta avviene in maniera meccanica: alcuni Decapodi (soprattutto Anomuri) trattengono il materiale con i massillipedi del 3° paio e poi lo triturano con quelli del 2° paio; gli Echinodermi del genere Ophiura, che vivono infossati nel sedimento, hanno braccia molto mobili che lasciano emergere dal substrato per rastrellare il detrito presente sul fondo. Questa modalità di raccolta è molto comune anche nei Policheti, nei quali si sono sviluppate differenti strutture tentacolari atte alla presa del cibo. Nelle famiglie degli Spionidae, Magellonidae, Flabelligeridae e, in parte, Cirratulidae, gli animali sono provvisti di due grossi tentacoli posti sulla loro estremità anteriore, chiamati palpi. Le specie appartenenti alle famiglie Ampharetidae, Terebellidae e Trichobranchidae, che vivono all'interno di un tubo infossato nel sedimento, hanno numerosi tentacoli localizzati nella regione cefalica.

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Infine, alcuni rappresentanti della famiglia Oweniidae utilizzano i lobi della corona branchiale per rimuovere lo strato più superficiale del sedimento e raccoglierne il materiale organico. Da un punto di vista funzionale tutte queste strutture sono analoghe. Ciascun tentacolo, palpo o lobo è una struttura muscolare, di forma più o meno cilindrica, lungo la quale corre una doccia provvista di una banda ciliata che provvede al trasporto delle particelle fino alla bocca. I Molluschi Bivalvi detritivori attuano meccanismi di raccolta basati sul mantenimento di una corrente d'acqua. I principi generali della raccolta sono analoghi a quelli dei Bivalvi sospensivori, con la differenza che mentre questi ultimi, nelle forme fossorie, hanno dei corti sifoni orientati ad angolo retto con il sedimento, i detritivori hanno un sifone esalante molto corto e sottile e un sifone inalante lungo e flessibile, con cui raccolgono il detrito depositato intorno al punto di infossamento dell'animale. I Detritivori, in genere, sono organismi mobili; una volta esaurite le risorse intorno al posto che occupano, anche le forme tubicole o fossorie sono obbligate a spostarsi. La zonazione della categoria dei Detritivori è sotto il controllo dell'idrodinamismo, che influenza questi organismi principalmente attraverso il cambiamento nelle caratteristiche dei sedimenti e nella disponibilità di cibo. I Detritivori, Infatti, sono ben rappresentati in tutti quegli ambienti dove il ridotto idrodinamismo favorisce l'arricchimento in peliti e particolato organico del substrato; pertanto essi sono scarsamente rappresentati sui bassi fondali sabbiosi costieri esposti alle mareggiate, mentre aumentano con la profondità. Tuttavia, se ne possono trovare ingenti quantità nei fondi superficiali in vicinanza delle foci dei fiumi, dove possono essere favoriti dagli apporti di detrito di origine terrestre. In ambienti superficiali di substrato duro questa categoria non è dominante, ma può essere relativamente abbondante in presenza di nicchie e anfratti che favoriscono l’accumulo di detrito organogeno, così da formare dei microambienti di substrato mobile in cui possono insediarsi detritivori giovani e/o di piccola taglia.

- I Limivori ingeriscono quantità notevoli di sedimento, che espellono dopo averlo privato del film di microalghe e batteri e della microfauna interstiziale. In questo modo tali organismi contribuiscono notevolmente al rimaneggiamento del sedimento, operato anche dai Detritivori, che favorisce l'aumento della concentrazione di ossigeno disciolto e la dispersione dei cataboliti che si accumulano negli strati profondi. Sono stati ascritti a questa categoria alcuni Echinodermi della classe Oloturoidea e i Policheti appartenenti alle famiglie degli Orbiniidae, Paraonidae, Capitellidae, Maldanidae, Pectinaridae e Sternaspididae. Questi Anellidi sono mobili, ad eccezione dei Maldanidi, che vivono infossati e scavano gallerie non permanenti nel sedimento. Essi sono tutti dotati di un faringe estroflettibile, più o meno sviluppato, per mezzo del quale ingeriscono il sedimento. Per quanto riguarda la distribuzione di questa categoria, nei fondi mobili i Limivori sono influenzati più dalla granulometria del sedimento che dalla disponibilità di cibo. La massiccia presenza di particelle fini favorisce, infatti, tanto la penetrazione nel sedimento quanto la sua ingestione; di conseguenza, essi aumentano con la profondità in relazione all'arricchimento in peliti del substrato. Nelle comunità di substrato duro la loro presenza è limitata a poche

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specie di piccole dimensioni e/o a stadi giovanili che occupano nicchie di accumulo di sedimento organogeno.

La struttura trofica della comunità appare alquanto diversa nelle due aree d’indagine: la biomassa raccolta a Licata è costituita soprattutto da limivori e detritivori obbligati, laddove nelle stazioni di Trappeto i limivori hanno un ruolo trascurabile e i detritivori non obbligati rappresentano il 52.2% della biomassa (figg. 4.1.15 e 4.1.16). In entrambe le aree i carnivori rappresentano il terzo gruppo trofico in ordine di biomassa decrescente; questo dato non è, tuttavia, indicativo, in quanto questo gruppo è solitamente indipendente dalla natura del substrato.

0 20 40 60 80 100 120

Limivori


Carnivori



g

Fig. 4.1.15. Area di Licata. Struttura trofica del macrobenthos.

Gran parte della biomassa dei limivori raccolti a Licata è costituita da policheti appartenenti alle specie Phylo ligustica e, in misura minore, Capitella capitata; la biomassa dei detritivori, invece, è suddivisa in molte specie, di cui la più importante è il polichete Laonice cirrata. Nel macrobenthos dell’area di Licata i carnivori più importanti sono i molluschi gasteropodi Philine aperta e Nassarius mutabilis; queste due specie hanno fornito il 59,6% della biomassa di questa categoria. La biomassa deI detritivori non obbligati dell’area di Trappeto è costituita quasi esclusivamente dagli echinodermi Schizaster canaliferus e Amphiura chiajei, entrambi capaci, all’occorrenza, di comportamenti alimentari da carnivoro. Del primo, come si è detto, sono stati rinvenuti soltanto tre esemplari di dimensioni cospicue, tanto da rappresentare, da solo, l’89,7% di questa categoria trofica. I detritivori obbligati sono rappresentati soprattutto da due molluschi bivalvi co-generici, Tellina donacina e Tellina serrata. I carnivori più importanti sono il mollusco scafopode Dentalium inaequicostatum e il polichete Glycera unicornis, a cui appartiene il 62,3% della biomassa dei carnivori di quest’area.

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0 20 40 60 80 100 120 140



Carnivori

Onnivori


g

Fig. 4.1.16. Area di Trappeto. Struttura trofica del macrobenthos.

4.2. Sedimenti: granulometria e contenuto in sostanza organica.

I fondali marini costituiti da fango o sabbia sono denominati fondi mobili e sono caratterizzati, in genere, da una grande omogeneità strutturale. Lo studio della granulometria dei sedimenti aiuta a comprendere meglio il tipo di distribuzione spaziale degli organismi bentonici che vi vivono, poiché strettamente correlata con la granulometria del sedimento. Al ruolo prioritario della natura del substrato, generalmente modulata lungo un gradiente idrodinamico e batimetrico, va aggiunto il sensibile effetto che, in ambiente costiero, hanno gli apporti alloctoni sui rapporti trofici e meccanici che gli organismi contraggono con l'ambiente. Tra le fonti di impatto delle attività di maricoltura l’immissione nell’ambiente circostante di sostanza organica nelle diverse forme è senz’altro quella predominante. Qualunque sia la fonte di sostanza organica in uscita da un sistema di maricoltura (mangime non ingerito, feci o fouling delle gabbie) la sede di accumulo è rappresentata dai fondali circostanti, su un'area più o meno vasta in funzione delle caratteristiche del sito di allevamento e in particolare dell'idrodinamismo (Karakassis et al., 2000; Pawar, et al., 2001). Quindi, lo studio della struttura dei sedimenti e del contenuto in sosatnza organica fornisce informazioni molto utili per la valutazione dello stato di salute dei fondali sottostanti l’impianto di allevamento e sulle capacità del comparto bentonico di metabolizzare il carico organico in ricezione.

Sito di Trappeto.

I dati granulometrici relativi ai sedimenti delle stazioni campionate sono riportati in dettaglio nelle schede allegate al termine di questo rapporto, mentre per ciò che riguarda la struttura dei sedimenti e il contenuto in sostanza organica i parametri più significativi sono elencati nella tabella 3.3.1.

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L’area d’indagine è caratterizzata in generale da sedimenti misti sabbio-fangosi abbastanza ben classati. Le classi granulometriche meglio rappresentate sono quella delle sabbie molto fini (0,063 mm < Ø < 0,125 mm) che sul totale delle stazioni esaminate costituisce il 57,4% del sedimento e quella delle peliti (Ø < 0,063 mm) che invece ne rappresenta il 33,5%. Le altre classi granulometriche sono in larga parte scarsamente presenti e rappresentate da detrito bioclastico, fatta eccezione delle stazioni di controllo poste a circa 1000 m in direzione Sud-Ovest dalle gabbie dove le sabbie fini sono presenti con abbondanze oltre il 10% del totale.

TABELLA 4.2.1. Dati riassuntivi sulla struttura del sedimento e sul contenuto in sostanza organica.

st distanza mediana peliti TOC S.O. st distanza mediana peliti TOC S.O.

ID m dalle gabbie mm % g kg-1 g kg-1ID m dalle gabbie mm % g kg-1 g kg-1

1 0 0.059 55 6.75 11.63 21 100 0.071 40 3.42 5.892 0 0.069 43 5.51 9.50 23 100 0.087 16 2.90 5.003 0 0.056 59 6.88 11.86 24 100 0.096 0 3.83 6.604 0 0.056 60 5.93 10.23 25 0 0.080 25 4.91 8.465 100 0.052 69 6.13 10.58 26 100 0.079 26 3.72 6.416 100 0.070 41 5.08 8.76 27 0 0.083 18 2.44 4.217 100 0.058 55 4.65 8.01 28 100 0.079 28 4.25 7.338 100 0.055 62 6.50 11.21 29 100 0.072 38 4.63 7.989 0 0.077 35 5.26 9.07 30 100 0.082 19 2.49 4.29

10 0 0.076 34 5.34 9.21 31 100 0.086 15 2.25 3.8811 0 0.079 32 5.52 9.52 32 100 0.084 20 3.63 6.2712 0 0.073 37 4.73 8.16 33 300 0.073 36 4.40 7.5813 100 0.056 60 6.28 10.83 34 300 0.077 30 4.59 7.9114 100 0.069 42 5.25 9.06 35 300 0.079 25 2.67 4.6015 100 0.080 31 4.06 7.00 36 300 0.080 24 1.80 3.1016 100 0.060 53 6.43 11.09 37 1000 0.069 44 5.83 10.0517 0 0.082 25 4.77 8.22 38 1000 0.095 18 3.37 5.8018 0 0.079 30 4.25 7.34 39 1000 0.099 11 1.89 3.2519 0 0.091 14 3.02 5.20 40 1000 0.104 7 3.06 5.2820 0 0.080 29 4.50 7.76

Il valore della mediana, parametro statistico che rappresenta nella distribuzione delle frequenze per classi granulometriche la stima della tendenza centrale della distribuzione ovvero del diametro medio rispetto al quale esiste il 50% del sedimento con diametro inferiore e il rimanente 50% con diametro superiore, riassume in maniera efficace le variazioni nella granulometria del sedimento tra le stazioni campionate (Fig, 4.2.1). Nelle stazioni poste al di sotto della gabbia posizionata più a Nord e in quelle collocate a circa 100 metri dalla stessa la mediana è risultata la più bassa per la prevalenza dei sedimenti più fini: solo in questi campioni le peliti superano il 50% del totale. Nelle rimanenti stazioni i valori della mediana variano tra 0,07 e 0,09 mm e nelle sole stazioni di controllo poste a Sud-Ovest superano 0,10 mm. Il sedimento nell’area mostra in generale un buon indice di classazione ed è caratterizzato da una bassa eterogeneità tessiturale come evidenziato dai bassi valori della deviazione standard.

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0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

0.16

stazioni

med

iana

del

sed

imen

to (m

m) d = 1000 md = 0 m d = 100 m

d = 300 m

d = distanza dalle gabbie

Fig. 4.2.1. Mediana del sedimento.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

stazioni

sost

anza

org

anic

a ne

l sed

imen

to (g

kg-1

)

d = 0 m d = 1000 md = 300 m

d = 100 m


Fig. 4.2.2. Contenuto in sostanza organica nel sedimento.

Infine, il contenuto in sostanza organica (S.O. sostanza organica) e del corrispondente carbonio organico (TOC, total organic carbon) è risultato abbastanza omogeneo tra le diverse stazioni (Tab. 4.2.1, Fig. 4.2.2), in generale mediamente inferiore ai 10 g kg -1, e ben correlato direttamente alla quantità delle peliti presenti. E’ noto, infatti, che la sostanza organica sia in forma particolata che disciolta, si lega meglio alle particelle più fini del sedimento. In particolare, guardando alla distribuzione spaziale del contenuto in sostanza organica, si osserva che i valori più alti, compresi tra 8,01 e 11,86 g kg -1, sono stati misurati nelle stazioni (st. 1-16) collocate intorno alla gabbia posta più a Nord e a quella più ad Ovest; le stazioni collocate al di sotto delle gabbie hanno

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valori di circa un decimo superiori a quelle poste a circa 100 metri da esse (Fig. 4.2.2). Nel gruppo di stazioni posizionate al di sotto delle altre due gabbie (st. 17-32) la quantità di sostanza organica presente è quasi la metà di quella rilevata nelle altre due gabbie più profonde mentre la differenza tra le stazioni al di sotto delle gabbie e quelle poste a 100 metri è comunque minima. Nelle stazioni controllo poste rispettivamente a 300 metri a Est e a 1000 metri a Ovest dalle gabbie il contenuto medio in sostanza organica è stato di 5,95 g kg-1, valore paragonabile a quello dei campioni raccolti al di sotto delle due gabbie meno profonde. Confrontando i nostri dati con quelli ottenuti da uno studio condotto lungo le coste della Grecia sull’impatto dell’allevamento di pesce in gabbie sulla geochimica del sedimento, emerge che le concentrazioni di carbonio organico (TOC) nel nostro sito d’indagine, anche in prossimità delle gabbie, sono sempre basse e ben al di sotto di quelle misurate nei siti greci (Karakassis et al., 2000). Inoltre l’aumento dei valori del TOC in prossimità delle gabbie rispetto ai siti di controllo non è elevato (circa un fattore 1,5) mentre nello studio condotto in Grecia il TOC può essere anche circa 5 volte quello misurato nel sito controllo.

Sito di Licata.

I dati granulometrici relativi ai sedimenti delle stazioni campionate sono riportati in dettaglio nelle schede allegate al termine di questo rapporto. Mentre per ciò che riguarda la struttura dei sedimenti e il contenuto in sostanza organica, i parametri più significativi sono elencati nella tabella 3.2. Il fondale dell’area d’indagine, con l’esclusione dalla zona più interna rappresentata dalle stazioni poste sul lato Nord-Ovest della griglia di campionamento, è caratterizzato da un sedimento prevalentemente fangoso: le peliti generalmente costituiscono oltre il 90% del sedimento (Tab 3.3.2). In questa zona la mediana ha minime fluttuazioni tra le stazioni ed è compresa tra 0,045 e 0,050 mm (Fig. 4.2.3). L’omogeneità tessiturale del sedimento e il suo buon grado di classazione è dimostrata anche dai bassi valori di deviazione standard: il valore medio è pari a 0,487.

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TABELLA 4.2.2. Dati riassuntivi sulla struttura del sedimento e sul contenuto in sostanza organica.

st distanza mediana peliti TOC S.O. st distanza mediana peliti TOC S.O.ID m dalle gabbie mm % g kg-1 g kg-1 ID m dalle gabbie mm % g kg-1 g kg-1

1 0 0.048 80 24.98 43.06 18 25 0.045 92 9.56 16.492 0 0.045 95 24.00 41.38 19 75 0.050 73 8.97 15.473 0 0.045 96 11.06 19.08 20 75 0.045 97 10.01 17.264 0 0.045 95 18.38 31.68 21 75 0.047 84 9.12 15.725 0 0.045 95 14.59 25.16 22 125 0.059 54 6.14 10.596 0 0.150 20 4.48 7.72 23 125 0.047 86 8.17 14.087 0 0.045 93 10.43 17.99 24 125 0.045 97 10.25 17.678 0 0.045 97 13.41 23.12 25 125 0.047 86 10.39 17.909 0 0.045 93 11.90 20.52 26 200 0.094 17 8.48 14.61

10 0 0.045 93 12.81 22.09 27 200 0.045 94 8.73 15.0512 25 0.046 92 49.69 85.66 28 200 0.045 94 8.26 14.2413 75 0.046 89 15.64 26.96 29 200 0.048 81 11.34 19.5614 25 0.109 16 3.92 6.76 30 300 0.099 11 1.99 3.4315 25 0.045 97 12.71 21.91 31 300 0.045 94 7.91 13.6416 25 0.045 97 11.61 20.02 32 300 0.044 98 8.70 14.9917 25 0.045 95 10.43 17.99 33 300 0.047 85 8.65 14.92

Nei campioni di sedimento raccolti nelle stazioni poste sul lato Nord-Ovest della griglia di campionamento (st. 6, 14, 22, 26 e 30) la componente più fine, fango e argilla, si riduce generalmente al di sotto del 20%, mentre la sabbia diventa prevalente. Questa brusca variazione strutturale del sedimento, evidenziata graficamente dall’aumento della mediana che nella stazione 6 raggiunge il valore massimo di 0,150 mm, è da collegare a variazioni di piccola scala della fisionomia del fondale e del regime idrodinamico locale. La confluenza delle isobate dei 5 m e dei 10 m in prossimità della diga “Antemura” posta a ridosso dell’impianto di allevamento indicano la presenza di una zona di fondo con un accentuata pendenza rispetto all’andamento medio del fondo nel resto del porto. Per quanto concerne il contenuto in sostanza organica, i valori più elevati, compresi tra un minimo di 19,08 g kg-1 e un massimo di 43,06 g kg-1, si osservano nelle stazioni poste tra le gabbie e la diga “Antemura” a causa del ridotto idrodinamismo presente in questa striscia di fondo (Fig. 4.2.4).

77

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

0.16

stazioni

med

iana

del

sed

imen

to (m

m)

d = 0 m

d = 25 m

d =75 md = 125 m

d = 200 m d = 300 m


Fig. 4.2.3. Mediana del sedimento.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

stazioni

sost

anza

org

anic

a ne

l sed

imen

to (g

kg-1

) 85,67 g kg-1d = 0 m

d = 25 m d =75 m

d = 125 md = 200 m

d = 300 m


Fig. 4.2.4. Contenuto in sostanza organica nel sedimento.

Comunque nella stazione, 12 posta circa 25 m più a Sud dell’impianto, si è registrato in assoluto il valore più elevato, pari a 85,66 g kg-1. Il rilevante accumulo di materia organica in questa stazione è riconducibile alla presenza sul fondo di una piccola zona con basso idrodinamismo ed elevata sedimentazione.

78

Nelle stazioni poste in prossimità dell’impianto ma dal lato opposto alla diga “Antemura” i valori della sostanza organica sono più bassi e compresi tra 7,72 g kg-1 e 23,12 g kg-1. Con l’aumentare della distanza dall’impianto delle gabbie il contenuto in sostanza organica diminuisce progressivamente anche se in maniera lieve. Nelle stazioni poste a circa 300 m dall’impianto i valori della sostanza organica variano tra 3,43 g kg-1 e 14,99 g kg-1. Nel complesso i valori di sostanza organica rilevati sotto le gabbie sono circa il doppio di quelli misurati nelle stazioni più distanti. Incrementi simili nella concentrazione della sostanza organica sono stati riportati per fondi fangosi da Karakassis et al. (2000). Confrontando i due siti studiati, emerge che le concentrazioni di sostanza organica in prossimità delle gabbie sono in media più alte di un fattore compreso tra 3 e 4 nel sito di Licata rispetto a quelle misurate nel sito di Trappeto. Tale differenza, anche se leggermente meno pronunciata, si osserva anche nel paragone tra le stazioni controllo dei due siti. Il substrato più grossolano del sito di Trappeto e il più elevato idrodinamismo presente in quest’area favoriscono il mantenimento di condizioni di aerobiosi del sedimento che permettono un più rapido ed efficace processo di decomposizione della sostanza organica sedimentata. L’elemento in comune tra i due siti è invece il fatto che il disturbo arrecato dalla presenza dell’impianto di gabbie galleggianti è pressoché circoscritto all’area di fondo immediatamente sottostante le gabbie; difatti, l'estensione dell'area in cui sono percepibili alterazioni della struttura e della geochimica del sedimento è nell’ordine di grandezza delle poche decine di metri.

79

4.3. Analisi dei dati faunistici e sedimentologici.

Sito di Trappeto.

I dati relativi al macrozoobenthos del sito di Trappeto (39 stazioni, 199 taxa) sono stati sottoposti ad un’Analisi delle Coordinate Principali al fine di visualizzare le differenze fra le aree immediatamente limitrofe alle gabbie galleggianti e quelle più lontane da queste ultime. L’Analisi delle Coordinate Principali è stata condotta su due diverse matrici di dissimilarità. La prima è quella di Jaccard, che traduce le variazioni di tipo esclusivamente qualitativo, operando su dati binari. La seconda è invece quella di Bray-Curtis, che analizza i dati quantitativi, sia pure pesandoli sulla loro scala di variazione. Ai fini di una più diretta interpretazione dei risultati, le stazioni di campionamento, la cui posizione è riportata nella fig. 4.3.1, sono state divise in due sottoinsiemi (rosso e blu). Il primo sottoinsieme raccoglie le stazioni immediatamente a ridosso delle gabbie utilizzate per l’ingrasso (es. 1-4), mentre il secondo raccoglie tutte le rimanenti stazioni, comprendendo sia quelle più lontane dall’impianto (es. 37-40), sia quelle più vicine alle gabbie utilizzate per il pre-ingrasso (es. 25 e 27).

Fig. 4.3.1.

80

Il risultato dell’Analisi delle Coordinate Principali effettuata sulla matrice di dissimilarità di Jaccard è mostrato nella fig. 4.3.2.. Come si può notare, non si osserva nessuna separazione fra i due insiemi di stazioni, qui evidenziati in colore (simbolo rosso per le stazioni di ingrasso, blu per le rimanenti). Ad esempio, la stazione 37, posta al largo e verso sud-est rispetto all’impianto, è ordinata in posizione prossima alle stazioni 4 e 11, entrambe limitrofe alle gabbie di ingrasso.

Fig. 4.3.2.

La disposizione dei punti stazione in funzione della distanza dalle gabbie è più facilmente osservabile nella fig. 4.3.3, in cui è stato tracciato l’inviluppo convesso dei due gruppi di stazioni nel piano definito dalle prime due coordinate principali. Come si può notare, l’inviluppo convesso dei punti limitrofi alle gabbie (in rosso) è molto più compatto di quello dei rimanenti punti, che so espande verso il polo positivo della prima coordinata principale e su un intervallo di valori della seconda coordinata più ampio. La sostanziale affinità fra le stazioni di campionamento più direttamente influenzate dalle gabbie e le rimanenti emerge anche dal dendrogramma in fig. 4.3.4, ottenuto mediante l’algoritmo UPGMA e quindi basato sul legame medio. Come si può notare, non si osservano discontinuità nette fra le stazioni, che presentano comunque un livello di similarità piuttosto basso ed omogeneo fra loro. Infatti, fra il primo e l’ultimo internodo, ovvero fra i livelli di similarità per cui si ottengono il primo cluster e l’ultima fusione fra clusters la differenza è inferiore a 0.4.

81

Fig. 4.3.3.

Fig. 4.3.4.

82

La stessa procedura di analisi effettuata su una matrice di distanze di Bray-Curtis, che è sensibile alle differenze in termini di abbondanze relative, restituisce una rappresentazione dei dati caratterizzata da una maggiore continuità. L’ordinamento dei punti-stazione è mostrato in fig. 4.3.5, sempre con le stazioni limitrofe alle gabbie con il simbolo (croce) in rosso. Si noti come i punti che cadono nel secondo quadrante dell’ordinamento siano in maggioranza quelli relativi alle stazioni più vicine alle gabbie, anche se altri tre di questi punti si collocano nel quadrante opposto, in cui le stazioni più rappresentate sono quelle meno vicine alle gabbie di ingrasso.

Fig. 4.3.5.

Lo stesso ordinamento con l’aggiunta degli inviluppi convessi dei due gruppi di stazioni è mostrato nella fig. 4.3.6, e si nota come questi ultimi siano sovrapposti in parte, ma comunque meno nettamente che nel caso dell’analisi effettuata sulla matrice di dissimilarità di Jaccard. Questa differenza nell’ordinamento è evidentemente la conseguenza della differente modalità di rappresentazione dei dati che si attua attraverso l’uso della distanza di Bray-Curtis e della dissimilarità di Jaccard. La prima, in particolare, è più sensibile alle variazioni quantitative delle specie meno rare, mentre la seconda, essendo basata solo sui dati di presenza/assenza, è condizionata in maniera maggiore dalle differenze relative alle specie più rare. La classificazione secondo l’algoritmo UPGMA conferma il quadro fornito dall’ordinamento mediante Analisi delle Coordinate Principali (fig. 4.3.7). Infatti, si nota come le stazioni i cui punti cadevano nel secondo quadrante siano tutte raggruppate nel cluster posto in posizione centrale nel dendrogramma, mentre le tre rimanenti stazioni fra quelle più vicine alle gabbie (10, 18 e 19)

83

sono raggruppate fra loro e appartengono ad un cluster differente, associate alle stazioni 25, 26, 28, 32, 35, 36 e 38.

Fig. 4.3.6.

Fig. 4.3.7.

84

In termini di struttura granulometrica e di concentrazione di sostanza organica le differenze fra le stazioni campionate appaiono non estreme e comunque indipendenti dalla distanza dalle gabbie di ingrasso. Infatti, un’Analisi delle Componenti Principali effettuata su una matrice di correlazione basata sulle percentuali di sedimento appartenenti alle classi granulometriche da φ = -2 a φ = 4 e dalla concentrazione della sostanza organica nel sedimento non mostra discontinuità significative nell’insieme dei punti-stazione (fig. 4.3.8). Si può notare come i punti stazione si distribuiscano con continuità lungo il primo asse, che è caratterizzato soprattutto dall’opposizione fra le sabbie fini (φ = 3) da una parte e le frazioni pelitiche (φ = 4)e la sostanza organica (SO), ovviamente correlate fra loro, dall’altra. Fra i punti stazione solo quelli relativi alle stazioni 6 e 30 si isolano dai rimanenti nello spazio della seconda Componente Principale. Anche in questo caso sono stati rappresentati gli inviluppi convessi relativi ai due gruppi di stazioni, in blu ed in rosso rispettivamente per le stazioni più lontane e per quello più vicine alle gabbie di ingrasso. Come si può notare, la sovrapposizione fra i due gruppi è molto ampia (fig. 4.3.9).

Fig. 4.3.8.

85

Fig. 4.3.9.

Per testare formalmente le differenze nella struttura della comunità bentonica delle stazioni limitrofe alle gabbie di ingrasso rispetto a quelle delle rimanenti stazioni è stata effettuata un’ANOSIM sia sulla matrice di dissimilarità di Jaccard, sia sulla matrice di distanza di Bray-Curtis. In entrambi i casi l’ipotesi nulla di uguale variabilità fra i due gruppi ed al loro interno non può essere rigettata. In particolare, in entrambi i casi le distanze inter-gruppo sono risultate addirittura inferiori a quelle intra-gruppo, sia pure con un margine maggiore nel caso della misura basata sui dati qualitativi (dissimilarità di Jaccard), coerentemente con i risultati dell’Analisi delle Coordinate Principali. I risultati delle due ANOSIM sono rispettivamente R=-0.1608 e p=0.9270 per la dissimilarità di Jaccard ed R=-0.06308 e p(R)=0.6964 per la distanza di Bray-Curtis. Ciò non implica, tuttavia, che le differenze osservate nella struttura del popolamento bentonico siano indipendenti dai fattori edafici, tipicamente determinanti nel definire le caratteristiche di quest’ultimo. Infatti, sulla base di 4 test di Mantel è stato possibile rigettare l’ipotesi nulla di indipendenza delle matrici di distanza e dissimilarità già citate da due matrici di distanze di Manhattan che descrivono rispettivamente le differenze granulometriche ed il contenuto in sostanza organica del sedimento. In tutti i casi la statistica R standardizzata di Mantel è risultata altamente significativa, con valori compresi

86

fra 0.31 e 0.43 e livelli di probabilità p compresi fra 0.9992 ed 1 su 10000 permutazioni. Questa evidenza indica come le variazioni osservate nell’insieme dei dati siano ben strutturate e rappresentino la risposta biotica alle forzanti prevalenti, fra le quali, evidentemente, quelle legate alla vicinanza alle gabbie di ingrasso non costituiscono gli elementi dominanti.

Sito di Licata.

Anche per ciò che riguarda il sito di Licata i dati relativi al macrozoobenthos (32 stazioni, 173 taxa) sono stati sottoposti ad un’Analisi delle Coordinate Principali per sintetizzare le eventuali variazioni cenotiche a carico del comparto bentonico in risposta alla disposizione delle gabbie. Come nel caso precedente, l’Analisi delle Coordinate Principali è stata condotta su due diverse matrici di dissimilarità, ovvero su quelle di Jaccard e di Bray-Curtis. La prima traduce le variazioni di tipo esclusivamente qualitativo, operando su dati binari, mentre la seconda è basata su dati quantitativi, sia pure pesandoli sulla loro scala di variazione. La posizione delle stazioni di campionamento è riportata nella fig. 4.3.10. Ai fini dell’analisi dei dati le stazioni sono state divise in due sottoinsiemi (rosso e blu nella figura citata). Il primo sottoinsieme raccoglie le stazioni immediatamente a ridosso delle gabbie (stazz. 1-10), mentre il secondo raccoglie tutte le rimanenti stazioni (stazz. 12-33). E’ bene ricordare che per motivi contingenti legati al campionamento il numero 11 non è stato assegnato a nessuna stazione, mantenendo poi questa assenza anche successivamente per evitare di incorrere in errori durante una eventuale rassegnazione degli identificativi.

Fig. 4.3.10.

87

Fig. 4.3.11.

L’Analisi delle Coordinate Principali effettuata sulla matrice di dissimilarità di Jaccard ha fornito l’ordinamento nel piano dei primi due assi mostrato nella fig. 4.3.11. Tutti i punti relativi alle stazioni poste al margine delle gabbie (indicati da una croce rossa e con i numeri che vanno da 1 a 10) si dispongono nel semipiano positivo nello spazio definito dal primo asse, risultando quasi completamente disgiunti da quelli che rappresentano le stazioni più lontane dalle gabbie stesse. Soltanto i punti-stazione 13 e 26, fra questi ultimi, mostrano affinità con quelli delle stazioni adiacenti alle gabbie. La disposizione dei punti stazione in funzione della distanza dalle gabbie è ancora più chiara nella fig. 4.3.12, in cui è stato tracciato l’inviluppo convesso dei due gruppi di stazioni nel piano definito dalle prime due coordinate principali. Come si può notare, l’inviluppo convesso dei punti limitrofi alle gabbie (in rosso) è quasi completamente disgiunto da quello dei rimanenti punti-stazione. La separazione osservata nell’ordinamento fra le stazioni di campionamento più direttamente influenzate dalle gabbie e le rimanenti emerge anche dal dendrogramma in fig. 4.3.13, ottenuto mediante l’algoritmo UPGMA e quindi basato sul legame medio. Come si può notare, all’estrema destra si nota un cluster (separato dai rimanenti fino all’ultimo internodo) che include le stazioni 1, 2, 4, 5, 6, 7 e 8. Alla sinistra del dendrogramma, invece, le rimanenti stazioni fra quelle più vicine alle gabbie formano un altro cluster in cui le stazioni 3, 9 e 10 sono associate alle stazioni 12 e 13, che sono poste immediatamente a Sud delle gabbie. Tutte le altre stazioni, con l’eccezione della 26, che mostra una spiccata singolarità, sono raggruppate in un cluster posizionato al centro del dendrogramma. Tutte le stazioni, comunque, presentano un livello di similarità

88

piuttosto basso fra loro e nessuna coppia di stazioni ha una similarità superiore a 0.7.

Fig. 4.3.12.

Fig. 4.3.13.

89

Fig. 4.3.14.

Se è vero che l’insieme delle stazioni poste al di là delle immediate adiacenze delle gabbie è disgiunto da quello delle stazioni poste al margine delle stesse, è certamente interessante valutare l’eventuale eterogeneità interna al primo gruppo. A questo fine esso è stato suddiviso in due sottoinsiemi di stazioni. Il primo comprende le stazioni da 12 a 21 (in verde in fig. 4.3.14) ed il secondo le stazioni da 22 a 33 (in blu in fig. 4.3.14). Successivamente i tre insiemi di punti sono stati rappresentati mediante i loro inviluppi convessi nel piano dei primi due assi dell’Analisi delle Coordinate Principali di cui si è già detto, ed il risultato è stato riportato in fig. 4.3.15. Come si può facilmente osservare, gli inviluppi convessi delle stazioni 12-21 (verde) e delle stazioni 22-33 (blu) sono sostanzialmente sovrapponibili e disgiunti da quello delle stazioni adiacenti le gabbie (1-10, in rosso). Ciò dimostra come non esistano sostanziali differenze fra le stazioni poste immediatamente al di là del perimetro delle gabbie, mentre sono piuttosto nette quelle con le stazioni poste lungo quest’ultimo. Lo stesso tipo di risultato nell’Analisi delle Coordinate Principali, sia pure con alcune differenze nella disposizione dei punti, si ottiene sulla base della similarità di Bray-Curtis, che, rispetto a quella di Jaccard, è sensibile agli aspetti quantitativi, sia pure in termini di abbondanze relative e non assolute. L’ordinamento dei punti-stazione nel piano definito dai primi due assi, infatti, mostra una netta disgiunzione del gruppo delle stazioni adiacenti alle gabbie rispetto alle rimanenti, con la sola eccezione delle stazioni 12 e 13, che sono comunque risultate affini a quelle più direttamente impattate anche sulla base della similarità di Jaccard (fig. 4.3.16). Di conseguenza, gli inviluppi convessi dei due insiemi di punti si sovrappongono in misura minima, con la sola stazione 13 a fare da “cerniera” fra di essi (fig. 4.3.17).

90

Fig. 4.3.15.

Fig. 4.3.16.

91

Fig. 4.3.17.

Se si rappresentano separatamente i due sottoinsiemi di stazioni esterni all’area occupata dalla gabbie, si nota come la sola differenza fra i due sia costituita dalle stazioni 12 e 13, che risultano molto più affini delle rimanenti alle stazioni più direttamente influenzate dalle gabbie (fig. 4.3.18). L’inviluppo convesso delle stazioni 12-21 (verde) si separa da quello delle stazioni 22-33 (blu) propiro in ragione di ciò. La classificazione secondo l’algoritmo UPGMA (fig. 4.3.19) conferma il quadro fornito dall’ordinamento mediante Analisi delle Coordinate Principali. Infatti, si nota come le stazioni adiacenti alle gabbie si isolano in un cluster ben definito sulla destra del dendrogramma, con la sola aggiunta delle stazioni 12 e 13, la cui affinità per il cluster delle stazioni impattate era già emersa dall’Analisi delle Coordinate Principali. E’ interessante notare il fatto che le similarità in gioco all’interno dei clusters principali sono molto più alte di quelle osservate per ciò che riguarda il coefficiente di Jaccard. Ciò indica come da un punto di vista delle abbondanze relative la struttura della comunità sia molto più omogenea di quanto non appaia in termini meramente strutturali. Infatti, le specie più rare sono quelle che contribuiscono in maniera determinante ad abbassare la similarità fra le stazioni. Se si analizza l’inviluppo convesso dei punti-stazione 12-21 in rapporto a quello dei punti stazione 22-33 e, ovviamente, 1-10, si nota come una differenza, sia pure non sostanziale emerga rispetto al quadro fornito dall’analisi effettuata sul coefficiente di Jaccard. Infatti l’inviluppo verde (stazs. 12-21, vedi fig. 4.3.14) è parzialmente disgiunto da quello blu (stazz. 22-33), e si interseca con quello delle stazioni impattate (da 1 a 10, in rosso) per al già citata stazione 13. Il quadro complessivo, comunque, non introduce elementi difformi da quelli già commentati per le precedenti analisi.

92

Fig. 4.3.18.

Fig. 4.3.19.

93

La struttura granulometrica del sedimento superficiale e la concentrazione in quest’ultimo della sostanza organica mostrano differenze fra le stazioni campionate non estreme, ma non indipendenti dal posizionamento delle stazioni rispetto alle gabbie. Un’Analisi delle Componenti Principali effettuata sulla matrice di correlazione basata sulle percentuali di sedimento appartenenti alle classi granulometriche da φ = -2 a φ = 4 e sulla concentrazione della sostanza organica nel sedimento non mostra discontinuità nette fra i punti-stazione, ma evidenzia una tendenza dei punti-stazione adiacenti alle gabbie a disporsi nel quarto quadrante, con l’eccezione dei punti 1 e 6, con quest’ultimo in posizione estrema nel primo quadrante (fig. 4.3.20). Il gruppo dei punti-stazione adiacenti alle gabbie è associato ai vettori-variabile per le peliti (etichetta come 4, inteso come valore di φ) e la sostanza organica (SO). Il punto più estremo in questo senso, tuttavia, è quello della stazione 12, che è situata immediatamente a Sud delle gabbie. Fra i punti stazione solo quello relativo alla stazione 6 si isola nettamente dai rimanenti nello spazio della prima e della seconda Componente Principale, sotto la netta influenza delle granulometrie più grossolane.

Fig. 4.3.20.

94

I punti relativi alle stazioni meno vicine alle gabbie, infine, sono associati ad un φ pari a 2 o 3, ovvero alle sabbie fini, e si disperdono in un insieme che si estende verso il secondo quadrante, mostrando anche una maggiore eterogeneità interna rispetto a quelli adiacenti alle gabbie. Anche in questo caso sono stati rappresentati gli inviluppi convessi relativi ai due gruppi di stazioni, in blu ed in rosso rispettivamente per le stazioni più lontane e per quello più vicine alle gabbie di ingrasso (fig. 4.3.21). Come si può notare, la sovrapposizione fra i due gruppi è modesta e la presenza della stazione 6, certamente anomala rispetto alle altre stazioni al margine delle gabbie, enfatizza il quadro complessivo. Se si analizza anche la terza Componente Principale (fig. 4.3.22), si nota come la separazione fra i punti relativi alle stazioni adiacenti alle gabbie ed i rimanenti appaia più chiara, con la stazione 12 che si isola nello spazio della terza Componente Principale, associata ad elevati valori di sostanza organica (vettore SO). La medesima tendenza, sua pure di minore intensità, è manifestata dai punti-stazione 1, 2 e 4. La parziale disgiunzione dei due sottoinsiemi di stazioni di cui si è detto risulta ben evidente anche in questo caso dalla rappresentazione dei relativi inviluppi convessi (fig. 4.3.23).

Fig. 4.3.21.

95

Fig. 4.3.22.

Fig. 4.3.23.

96

Una serie di test formali per verificare le differenze nella struttura della comunità bentonica delle stazioni adiacenti alle gabbie rispetto con quella delle rimanenti stazioni è stata effettuata mediante ANOSIM sia sulla matrice di dissimilarità di Jaccard, sia sulla matrice di distanza di Bray-Curtis. Per entrambe le matrici è stata testata l’ipotesi nulla di uguale variabilità fra i due gruppi ed all’interno degli stessi. Inoltre, è stata testata la differenza fra le stazioni 12-21 e le stazioni 22-33, ovvero fra i due sottoinsiemi di stazioni esterne al perimetro delle gabbie (in verde ed in blu, rispettivamente, nella fig. 4.3.14). I risultati hanno mostrato come, sia per la similarità di Jaccard (qualitativa) sia per quella di Bray-Curtis (quantitativa relativa) la differenza risulta significativa fra le stazioni 1-10 (adiacenti alle gabbie) e le rimanenti (R=0.8257 e p=0, R=0.7771 e p=0, rispettivamente). Al contrario, non risultano significative le differenze interne a quest’ultimo gruppo di stazioni, ovvero in funzione della diversa distanza dalle gabbie, ma fuori dalla loro diretta influenza (R=0.0197 e p=0.266, R=0.0010 e p=0.409, rispettivamente per i due coefficienti citati). Le differenze osservate nella struttura del popolamento bentonico sono in ogni caso correlate a differenze nei fattori edafici, che come previsto sono determinanti nel definirne le caratteristiche. Infatti, sulla base di due distinti test di Mantel è stato possibile rigettare l’ipotesi nulla di indipendenza delle matrici di dissimilarità già citate (Jaccard e Bray-Curtis) da una matrice di distanze di Manhattan che descrive le differenze granulometriche fra le stazioni (R=0.3366 e p=0.995, R=0.2815 e p=0.999, rispettivamente per i due coefficienti citati). Rispetto al contenuto in sostanza organica, invece, le differenze strutturali della comunità sono indipendenti da un punto di vista qualitativo (dissimilarità di Jaccard, R=0.2001 e p=0.928), mentre non lo sono dal punto di vista della composizione quantitativa relativa (dissimilarità di Bray-Curtis, R=0.2072 e p=0.992). In altre parole, sembra esistere una relazione fra il contenuto in sostanza organica del sedimento e l’abbondanza relativa dei taxa presenti. Per verificare quali taxa siano associati in maniera significativa con le condizioni ambientali dell’area sotto il diretto influsso delle gabbie è stata effettuata una Indicator Species Analysis. Il risultato della stessa è riportato nella tabella che segue per le sole specie risultate significativamente associate ad uno dei due gruppi di stazioni citati. Al gruppo sotto il diretto influsso delle gabbie (stazz. 1-10) sono associate solo tre specie, fra cui, come facilmente prevedibile, il polichete Capitella capitata, mentre molte più specie, fra cui alcune certamente sensibili all’accumulo di sostanza organica, caratterizzano le rimanenti stazioni, incluse quelle poste a pochissime decine di metri dalle gabbie.

97

valore indicatore Taxon gabbie altri siti p *

Capitella capitata 94 1 0.001

Neanthes caudata 79 0 0.001

Arenicola marina 55 0 0.001

...

Lumbrineris latreillii 1 94 0.001

Diopatra neapolitana 1 93 0.001 Laonice cirrata 4 86 0.001

Abra alba 4 82 0.002

Melinna palmata 0 82 0.001

Apseudes acutifrons 0 81 0.001

Phylo ligustica 6 79 0.003

Ampelisca sarsi 0 77 0.001 Notomastus aberans 0 73 0.003

Amphiura chiayei 0 73 0.002

Ampharete acutifrons 0 73 0.005

Euclymene oerstedi 0 68 0.001

Glycera unicornis 0 68 0.001

Ampelisca diadema 0 67 0.003 Chone longisetosa 0 64 0.006

Nephtys kersivaliensis 0 64 0.006

Nucula nitidosa 0 61 0.010

Prionospio malmgreni 0 59 0.007

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5. Discussione e conclusioni

Questo studio, per numero di campioni di macrozoobenthos analizzati, è probabilmente il più esteso fino ad oggi realizzato sull’impatto dell’allevamento di specie ittiche in gabbie galleggianti. I risultati ottenuti sono riferiti a due siti molto diversi fra loro e traducono con efficacia le differenze che sono state riscontrate fra di essi. Infatti, nel sito di Trappeto, molto più aperto e quindi sottoposto ad un idrodinamismo più elevato, non si sono osservate variazioni significative della struttura della comunità bentonica che potessero essere associate alla presenza di gabbie galleggianti, mentre in quello di Licata, fortemente confinato, l’effetto della presenza delle gabbie si è manifestato con chiarezza in termini di alterazione della struttura della comunità macrozoobentonica, sia pure in maniera limitata alla sola area sottostante le gabbie. Al di là dei risultati delle diverse analisi effettuate, di cui si è detto in precedenza, è interessante citare, a conferma delle differenze rilevate, i risultati della classificazione dei siti studiati basata sull’indice biotico AMBI. Infatti, mentre per il sito di Trappeto la classificazione AMBI è complessivamente ed uniformemente buona (in tutti i casi pari o migliore di “Slightly Polluted”, cioè comunque in una delle due classi di qualità migliori fra quelle possibili), nel sito di Licata si osserva una notevole variazione in funzione della posizione delle stazioni, con quelle a ridosso delle gabbie classificate in larga maggioranza come “Heavily Polluted” e tutte le rimanenti, con l’eccezione delle stazioni 12 e 13, che risultano anch’esse “Heavily Polluted”, classificate come “Slightly Polluted”, ovvero in una classe di qualità complessivamente buona. Questo risultato conferma le alterazioni nella struttura della comunità macrozoobentonica che erano state osservate nelle stazioni più direttamente impattate del sito di Licata e dimostra come il sito di Trappeto sia sostanzialmente indenne da qualsiasi effetto percepibile sulla comunità bentonica causato della presenza di gabbie galleggianti. La convergenza dei risultati di un approccio tradizionale, basato sull’analisi statistica dei dati, e del calcolo di un indice biotico sembra di particolare interesse e comunque consente di formulare una diagnosi ambientale assolutamente certa. Infatti, il primo approccio, attraverso l’uso di metodi di ordinamento e clustering supportati da test basati su permutazioni, ha operato in termini di comparazione delle caratteristiche dei campioni di fauna macrozoobentonica prelevati, rilevando le differenze nella struttura della comunità macrozoobentonica fra le diverse stazioni di campionamento all’interno delle aree studiate. In altre parole, esso ha consentito di rilevare le discontinuità cenotiche rilevanti in rapporto alla struttura specifica e locale delle comunità, fornendo una chiave di lettura delle alterazioni osservate relativa all’area di studio. Il secondo approccio, basato sul calcolo di un indice biotico specificamente messo a punto per rilevare alterazioni della comunità bentonica legate a fenomeni di inquinamento soprattutto da sostanza organica, ha consentito invece

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di assegnare una valutazione assoluta a ciascun campione prelevato, ovvero di inquadrare l’assetto ecologico della comunità macrozoobentonica osservata nei siti di studio in un contesto assai più ampio. In questo modo, è stata formulata una valutazione assoluta della qualità ambientale, letta attraverso l’assetto della comunità macrozoobentonica. In conclusione, dunque, si può affermare che l’impatto delle attività di maricoltura in gabbie galleggianti, prendendo in considerazione la condizione paradigmatica di Trappeto, sia del tutto trascurabile nel caso di siti aperti ad elevato idrodinamismo. Nel caso di siti relativamente confinati o comunque non sufficientemente vivificati, invece, si possono verificare alterazioni sensibili della comunità macrozoobentonica legate all’accumulo di sostanza organica. Nel sito di Licata, infatti, ciò è stato riscontrato con certezza in tutte le stazioni immediatamente adiacenti alle gabbie galleggianti ed in un paio di siti fra quelli situati entro un raggio di 100 m dalle gabbie stesse. Ai fini della corretta valutazione dei risultati, tuttavia, va ribadita la assoluta particolarità del sito di Licata, in cui le attività di maricoltura si collocano all’interno di un’area portuale, con le gabbie galleggianti immediatamente a ridosso della diga foranea. In questa situazione particolare (e probabilmente unica) è comunque impossibile discriminare con assoluta certezza l’effetto delle attività di maricoltura da quello più generale del confinamento delle acque all’interno del porto e degli altri carichi organici che su di esso insistono.

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6. Raccomandazioni ed elementi gestionali

I risultati ottenuti in questo studio sono complessivamente in linea con quanto osservato nel corso di altri studi e riportato in letteratura. In particolare, è evidente che la scelta di siti aperti e ben vivificati, con impianti posizionati su batimetriche adeguate (40-50 m almeno), può garantire la funzionalità piena di un impianto di maricoltura in gabbie galleggianti ad impatto ambientale virtualmente nullo. E’ altrettanto evidente che, laddove queste condizioni non siano verificate, si possono verificare delle alterazioni ambientali anche severe, che sono comunque limitate, salvo casi estremi, alla sola comunità macrozoobentonica, essendo evidentemente il comparto bentonico l’inevitabile sede di accumulo del carico organico generato dagli impianti. Se si verifica una condizione di scarsa dispersione del particolato organico al di sotto delle gabbie galleggianti, tuttavia, è molto verosimile che questa stessa condizione non favorisca una espansione dell’area impattata al di là di poche decine di metri dalle gabbie stesse, così come è riportato in molti casi di studio presenti in letteratura. Inoltre, sempre facendo riferimento alle indicazioni disponibili in letteratura, il recupero della struttura originale della comunità macrozoobentonica avviene entro un orizzonte temporale di medio periodo non appena l’accumulo di sostanza organica dovesse cessare. Di conseguenza, è ragionevole pensare che le alterazioni rilevate nel sito di Licata possano essere recuperate nel medio termine (uno o due anni) nel caso di una ricollocazione dell’impianto attualmente presente, anche all’interno della stessa area portuale. Allo stato, tuttavia, quanto osservato non induce a ritenere che si possano verificare alterazioni ambientali più rilevanti di quelle attualmente esistenti e non ricorrono quindi motivi di assoluta urgenza nel consigliare una rotazione spaziale della geometria dell’impianto. Una soluzione di questo genere, comunque, dovrebbe essere presa in considerazione per il futuro, anche per garantire le migliori condizioni di realizzazione della produzione ittica stessa. In quest’ottica, è evidente la necessità di una ripetizione periodica di analisi ambientali analoghe a quelle presentate in questo studio, poiché nessuna misura di tipo strumentale e nessuna analisi fisico-chimica della qualità dei sedimenti può fornire una diagnosi ambientale altrettanto affidabile ed integrata quanto quella che si ottiene con lo studio delle comunità bentoniche, come peraltro è chiaramente indicato dalla Direttiva Quadro sulle Acque (2000/60/CE).

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7. Raccomandazioni sui sistemi di divulgazione

I risultati di questa ricerca potranno essere pubblicati nella letteratura scientifica di settore, ma potrebbero essere anche diffusi in sede locale in forma semplificata ed accessibile ad un pubblico non tecnico. Ciò potrebbe avvenire sia a cura delle Amministrazioni competenti, sia a cura dei produttori che gestiscono gli impianti di maricoltura, i quali potrebbero provvedere a questo tipo di divulgazione anche nell’ottica di una valorizzazione della loro stessa produzione, attraverso una certificazione della sua compatibilità ambientale.

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